1045.pdf

UNIVERSIDAD DE GUAYAQUIL
FACULTAD DE INGENIERIA QUIMICA
PREVIO A LA OBTENCION DEL TITULO DE INGENIERO QUIMICO
TEMA:
EFICACIA, TOXICIDAD Y BIODEGRADABILIDAD DE LOS
DISPERSANTES DE PETROLEO COMERCIALIZADOS EN EL
ECUADOR.
AUTORES:
ZULLY DIANA PIGUAVE LOOR
CARLOS XAVIER GUTIERREZ PILAMALA
DIRECTOR DE TESIS:
ING. QCO. RAUL SERRANO CARLIN
2010
GUAYAQUIL - ECUADOR
DEDICATORIA
El presente proyecto del que he sido testigo todo este tiempo, puedo decir que
me siento orgullosa de mi misma, por tal motivo dedico en primer lugar a los
seres que me dieron la vida a quien amo con mi vida a mis padres, los que han
dado todo lo que han tenido por darme felicidad y un futuro lleno de éxitos.
Con cariño para ustedes Norma y Rafael. Los amo.
Zully D. Piguave Loor.
AGRADECIMIENTO
Llevando a cabo la culminación exitosa de este proyecto, agradezco a Dios el
Todopoderoso quien es el que supo guiar cada paso nuestro proyecto, siempre
dándonos advertencias muy buenas, a mis padres por la ayuda económica y
emocional, a mi compañero de tesis por su apoyo brindado en tiempos
difíciles que se que lo ha hecho con mucho cariño, a mi familia de hogar y
amistades que siempre estuvieron presente en especial a la Bióloga Genoveva
Torres a la Ing. Carmen Palacios y Dra. Ana Rodríguez y al Instituto
Oceanográfico de la Armada, finalmente a nuestro distinguido tutor por su
ayuda prestada todo este tiempo. Gracias por hacer realidad este sueño.
Zully D. Piguave Loor.
DEDICATORIA
Dedico este proyecto de Tesis a Dios y a mis padres. A Dios porque ha estado
conmigo a cada paso que doy, cuidándome y dándome fortaleza para
continuar, a mis padres, quienes a lo largo de mi vida han velado por mi
bienestar y educación siendo mi apoyo en todo momento. Depositando su
entera confianza en cada reto que se me presentaba sin dudar ni un solo
momento en mi inteligencia y capacidad. Es por ellos que soy lo que soy
ahora. Los amo con mi vida.
Carlos X. Gutiérrez Pilamala
AGRADECIMIENTO
Al finalizar este proyecto de arduo trabajo le agradezco Dios que supo
enseñarme el camino para llegar a la meta que me propuse un día, a mis
padres por su apoyo incondicional y que nunca me dejaron de apoyar en cada
decisión tomada, a mis hermanos que siempre estuvieron ayudándome y
aconsejándome de la manera correcta, a la Bióloga Genoveva Torres la cual
nos ayudo en todo momento y desinteresadamente, a las Instituciones que nos
abrieron sus puertas para poder realizar este proyecto de Tesis, a nuestro tutor
le agradezco por todo el tiempo que nos brindo y dedico para la realización de
este proyecto de Tesis.
Carlos X. Gutiérrez Pilamala
CAPITULO I
INTRODUCCION
1.1 OBJETIVO GENERAL
 Definir la eficacia, toxicidad y biodegradabilidad de
los dispersantes
de petróleo comercializados en el Ecuador.
1.2 OBJETIVOS ESPECIFICOS
 Definir
las pruebas de análisis de los dispersantes de petróleo
comercializados en el Ecuador para establecer una normativa de
evaluación de los mismos.
 Evaluación
de dispersantes comercializados en el Ecuador y
calificarlos de acuerdo a las pruebas de eficacia, toxicidad y
biodegradabilidad.
 Evaluar la prueba de toxicidad
que se realiza a los dispersantes
de petróleo, a través del método bioestadístico de Bliss, el cual es
utilizado por el Instituto Oceanográfico de la Armada Nacional
(INOCAR).
 Determinar
la biodegradabilidad de los dispersantes de petróleo
mediante el método titulométrico reflujo cerrado, de acuerdo a las
normas vigentes aplicadas por el Comité Económico Europeo
(CEE).
 Identificar el nivel de toxicidad que se encuentran en los Dispersantes
de Petróleo, y relacionarlos con las normas ambientales vigentes en
nuestro país.
IMPORTANCIA.
La finalidad del presente estudio es evaluar la biodegradabilidad, toxicidad y
eficacia de los dispersantes de Petróleo y categorizarlos de acuerdo a su menor
impacto al medio ambiente.
En nuestra investigación para los dispersantes seleccionados se realizaron
pruebas físicas y químicas, de acuerdo con el objetivo principal para clasificar
e identificar los componentes principales y su efecto sobre el entorno.
La idea de aplicar el viejo principio de eliminar una sustancia grasienta,
mezclándola con un agente dispersante (jabón, detergente) y lavándola
después con agua se propuso por primera vez en el Reino Unido a comienzos
del decenio de 1960 para limpiar las playas de hidrocarburos contaminantes.
El uso de mezclas de dispersantes y de disolventes base aceite mineral, que se
utilizan ya como limpiadores industriales, agentes desengrasantes para
motores y productos de limpieza de depósitos, demostró ser eficaz para
emulsionar los hidrocarburos flotantes o depósitos en la costa. Y aunque se
sabía que debido a los disolventes aromáticos que contenían estos productos
son altamente tóxicos, se consideró que la elevada capacidad de dilución en
las aguas en mar abierto, sería suficiente para reducir su concentración por
debajo de niveles letales para la fauna y flora marinas.
Los dispersantes son mezclas que contienen agentes tensoactivos para reducir
la tensión interfacial entre los hidrocarburos y el agua de mar. Esto permite
que una mancha de hidrocarburos se fragmente en gotas muy pequeñas (de
diámetro inferior a 100 micras) que se dispersan rápidamente por la masa de
agua, como consecuencia del movimiento natural de ésta. Los dispersantes se
han utilizado para combatir derrames de hidrocarburos desde hace muchos
años. En la actualidad, los dispersantes están formulados para mitigar con
rapidez y seguridad el daño potencial al medio ambiente que plantea un gran
derrame de hidrocarburos. De hecho, los dispersantes se consideran una de las
primeras opciones de herramientas, con las que cuentan los encargados de
brindar respuesta a los derrames.
Es necesario recordar, que no todos los derrames deben o necesitan ser
tratados con dispersantes. Cuando se utilizan en forma adecuada, los
dispersantes pueden reducir rápidamente el hidrocarburo en la superficie del
agua. La dispersión puede acortar el tiempo de avance en un derrame de
hidrocarburo, reduciendo de este modo las posibilidades de que el
hidrocarburo amenace áreas sensibles.
La acción de esta energía mezcladora de intensidad normal hará que la
concentración de hidrocarburos en la columna de agua vuelva rápidamente a
niveles aceptables.
Es probable que en un mar en calma, las gotas de hidrocarburos suban
lentamente a la superficie, donde componentes especiales del dispersante
impedirán su reaglomeración y coalescencia.
Aunque los dispersantes constituyen, con frecuencia la única solución práctica
para combatir derrames en el mar, sigue siendo un tema de gran controversia,
en particular en relación a su toxicidad para la vida marina y el hecho que
ellos son otros contaminantes en el mar. Gran parte de la discusión proviene
del uso de dispersantes de alta toxicidad (con solventes de hidrocarburos). Se
debe reconocer que toda sustancia es tóxica a la vida a determinadas
concentraciones; por lo tanto, el efecto de una sustancia en un organismo vivo
depende, no sólo de su toxicidad propia, sino también de su concentración y
tiempo al que dicho organismo esté expuesto. En el caso de los dispersantes
usados en el mar, la tasa de dispersión o dilución es de importancia
fundamental.
Las condiciones hidrográficas, los métodos de aplicación y las características
ecológicas del área serán factores cruciales para determinar si el dispersante o
su mezcla con petróleo producirán un daño significativo. En realidad, la
decisión que deberá tomarse será más bien basada en la comparación de los
daños que produciría la aplicación de dispersantes y aquellos que produciría el
petróleo sin tratamiento alguno.
Por lo tanto, por una parte el uso controlado de dispersantes de baja toxicidad
puede minimizar el daño a aves marinas, recursos costeros y vida marina
intermareal, al remover el petróleo de la superficie. Por otra parte al dispersar
el petróleo en la columna de agua, se podría exponer más a las pesquerías y
vida marina en general. En nuestro país, tal decisión es asumida por la
Autoridad Marítima, la que previa evaluación de las consideraciones antes
señaladas podrá autorizar su uso en un derrame.
En el Ecuador para que un dispersante pueda ser utilizado, debe previamente
ser autorizado por la Dirección General de Marina Mercante se venta y
comercialización basado en un estudio de la biotoxicidad media letal (CL50).
Por esta razón, la investigación se realizó con una muestra de tres dispersantes
comercializados en el país y aprobados por la Dirección General de la Marina
Mercante, (DIGMER).
1.3 RESUMEN
El medio marino está constituido por una amplia diversidad de ecosistemas
tales como los arrecifes de coral, manglares, sistemas litorales rocosos y
arenosos, mares, océanos, etc. Cada uno de estos sistemas contiene una biota
característica representada por miles de especies que con excesiva frecuencia
están expuestas a gran variedad de contaminantes derivados, generalmente, de
la actividad humana.
Se considera derrame o fuga de hidrocarburos a todo vertimiento o descarga
de éstos en el ambiente, lo que origina que los hidrocarburos mencionados
escapen del control de quienes los manipula. Después que ocurre un derrame o
fuga de hidrocarburos, su comportamiento físico es un factor trascendental a
considerar para evaluar los peligros sobre el ambiente.
Así, por ejemplo, una vez que ha ocurrido la descarga o derrame de petróleo
en el mar se forma una capa delgada sobre la superficie del agua y se producen
diversos procesos físicos, químicos y biológicos que determinan el grado de
daño que el hidrocarburo causa al ambiente marino. El conocimiento de estos
procesos y la interacción que existe entre ellos es esencial para tomar
apropiadas decisiones de respuesta a derrames. El uso de los dispersantes de
petróleo es considerado el tratamiento más rápido en el mar y menos
impactante para el ambiente.
Es prácticamente la opción más considerada para grandes derrames. La tasa de
tratamiento con dispersantes es de 10 – 40 veces más rápida que la limpieza
mecánica.
El uso de dispersantes favorece la degradación natural de los hidrocarburos,
por lo tanto no se necesita disponibilidad para la disposición final.
Más allá de los dispersantes, cuya aplicación es la más común, los
tensoactivos
poseen
numerosas
aplicaciones
dada
sus
propiedades
emulsionantes, humectantes, dispersantes, así como de solubilidad y
resistencia a la dureza del agua. Su elevado y creciente consumo ha hecho de
estas sustancias uno de los contaminantes más frecuentes en el medio acuático.
Al objeto de evaluar los posibles riesgos ambientales de estos compuestos,
resulta imprescindible el conocimiento de su distribución, comportamiento,
destino y efectos tóxicos en el medio natural.
Esta investigación tiene como objetivo fundamental el estudio de la eficacia,
biodegradabilidad y toxicidad de diferentes familias de tensoactivos
(catiónicos, no iónicos y aniónicos) en el medio acuático marino.
En el capítulo 2 se lleva a cabo una revisión general de los aspectos
fundamentales tratados en este trabajo.
En primer lugar se resumen las características físico-químicas más importantes
de los dispersantes tales como tensión superficial, olor, color, viscosidad,
presión de vapor, punto de fluidez, punto de inflamación, solubilidad,
volatilidad, gravedad específica. Las aplicaciones y uso de los dispersantes de
petróleo donde se especifica las clases de los dispersantes, parte del tipo 1 que
son los fabricados en base a disolventes de hidrocarburos, como del tipo 2 que
contienen altas concentraciones de agentes activos es decir contienen mas
emulsificadores, surfactantes etc. Seguido de la composición de los
dispersantes, que llevan a cabo sus componentes químicos (agentes
tensoactivos, emulsificantes, surfactantes no iónicos y aceites esenciales).
Además se estudian los tipos de surfactantes no iónicos mas usados en las
formulaciones de dispersantes.
En el capitulo número 3, se especifican las generalidades sobre
biodegradabilidad de los dispersantes de petróleo, la demanda química y
demanda bioquímica de oxígeno además de las etapas de degradación de los
tensoactivos. En este mismo capítulo 3, se detalla el grado de toxicidad de los
dispersantes de petróleo en los organismos marinos (peces) y como éstos
afectan a su hábitat, los tipos de bioensayo que se utilizan para obtener la
toxicidad en los distintos dispersantes de petróleo, el Método Bioestadístico de
Bliss es el que se utiliza para interpretar los valores del bioensayo, y la
normativa vigente al respecto.
En el capitulo número 4 se describe la metodología utilizada en el trabajo
experimental, se detalla la parte del proceso de selección de los dispersantes
de petróleo, en base a la lista de los que actualmente están aprobados por la
Dirección General de la Marina Mercante (DIGMER).
Se realizaron tres tipos de pruebas: pruebas de biodegradación, toxicidad
aguda sobre organismos marinos, y eficacia.
Todos los ensayos de biodegradación y toxicidad se realizaron en agua dulce
Se realizaron las evaluaciones de las propiedades físico-químicas del petróleo,
diesel, dispersantes. Se describe los procedimientos a las pruebas realizadas a
los dispersantes de petróleo que entre los cuales están eficacia, toxicidad y
biodegradabilidad.
Para identificar al mejor dispersante se realizó la evaluación global de los
mismos, donde se fijo una plantilla de puntuación de cada propiedad para
evaluar cual de los tres dispersantes utilizados es el que tiene mejores
características de eficacia, toxicidad y biodegradabilidad.
Los resultados obtenidos de los análisis, se reportan en el capitulo número 5,
con las relevancias de cada una de las pruebas y determinaciones de los
dispersantes utilizados. La evaluación de las pruebas se pueden observar en
este mismo capítulo, se encuentran detallados los análisis de resultados de los
dispersantes.
CONCLUSIONES
 En las pruebas de eficacia los resultados que se obtuvieron con petróleo
y diesel, observó que el dispersante “A” fue el mejor que los
dispersantes “B” y “C” de acuerdo a los resultados obtenidos.
 En cuanto a la eficacia, el procedimiento del ensayo es una propuesta
de los autores, para que sea considerado como una ayuda o base para el
establecimiento de una norma Ecuatoriana para la evaluación de los
dispersantes.
 El dispersante C es aquel que tuvo en este trabajo, la más baja toxicidad
para el medio acuático y su entorno debido a que su concentración letal
media CL50 es de 31.94±1.57ppm.
 De acuerdo al Método Bioestadístico de Bliss el dispersante C es el de
mas baja toxicidad seguido del dispersante B y A.
 Al evaluar los tres dispersante A, B, C, por el Método Titulométrico
reflujo
cerrado
se
demostró
que
los
tres
dispersantes
son
biodegradables, entrando en el rango que es aprobado por la Directiva
73/404/ Comunidad Económica Europea.
 Realizando la evaluación global de los dispersantes asignándole
puntajes a cada prueba con valores ponderados, determinó que el
dispersante “A” es el mejor seguido del dispersante “B” y el
dispersante “C”.
RECOMENDACIONES
 Ocurrido un derrame de hidrocarburos se debe actuar inmediatamente,
ya que el hidrocarburo expuesto a más 24 horas con el ambiente pierde
sus propiedades, y por ende se complicaría al dispersar, debido a que el
dispersante ya no actúa con la misma efectividad.
 El INEN debe establecer normas para los ensayos de eficacia para los
dispersantes de petróleo, ya que este ensayo es muy importante y
primordial para evaluar los diferentes dispersantes.
 El estudio de toxicidad a los dispersante de petróleo amerita la
realización de un proyecto de investigación con diferentes organismos
acuáticos, tales como fitoplancton, bacterias luminiscentes, larvas de
camarón etc.
 Al realizar bioensayos es recomendable seleccionar las especies en
etapas juveniles ya que éstos son los organismos más afectados al
momento de la introducción de sustancias antropogénicas al medio.
 Para la realización de estudios comparativos se recomienda realizar el
ensayo de toxicidad, empleando el mismo tipo de organismo.
 La Dirección General de la Marina Mercante (DIGMER), debería
considerar para otorgar el permiso de comercialización a las empresas
que fabrican dispersantes de petróleo biodegradables y baja toxicidad.
CAPITULO II
CARACTERISTICAS GENERALES DE LOS
DISPERSANTES DE PETROLEO.
2.1 GENERALIDADES.
Los dispersantes son sustancias químicas similares a los detergentes las cuales
rompen el petróleo en pequeñas gotitas (emulsión) con lo que se consigue
reducir los efectos dañinos del vertido y se facilita la actuación de las
moléculas y bacterias que digieren los hidrocarburos.
Los dispersantes químicos rompen los hidrocarburos en partículas más
pequeñas. Son mezclas que contienen tensoactivos (como los detergentes),
para reducir la tensión superficial entre las capas del hidrocarburo y del agua.
Estos agentes dispersantes, difunden la capa del hidrocarburo en la columna
del agua, de tal manera que la concentración de estos en el agua, se encuentra
en niveles aceptables. El uso del dispersante y la concentración del mismo,
dependerá de la tipología del hidrocarburo derramado (Nº 1; Hoffman, 1998).
En el desastre del buque tanque Torrey Canyon en 1967, los daños producidos
por los dispersantes utilizados, fueron mayores que los provocados por el
vertido en sí. Antes de la utilización de estos productos químicos, es necesario
saber que estos compuestos no son aptos para todo tipo de petróleo, ni de
emulsiones del mismo.
No son efectivos para emulsiones espesas o petróleos con punto de fluidez
próximos a la temperatura ambiente, es decir, no sirven para aceites
combustibles pesados, como el fuel oil ni tampoco para vertidos de crudo, en
los que el petróleo haya estado expuesto a los procesos naturales durante 24
horas o más, porque habrá sido transformado en una emulsión viscosa estable.
Cuando el hidrocarburo se derrama en el agua, en la mayoría de los casos flota
sobre ésta. Cuando el hidrocarburo se asienta en el agua, las fracciones más
livianas se evaporarán en forma natural, una parte del hidrocarburo que
permanece sobre la misma, se mezclará en la columna de agua, dependiendo
de diversos factores, como las olas, la temperatura y el viento. Esto se
denomina dispersión natural (Nº 2; Oil spill response and safety, 1999).
La mayoría del hidrocarburo derramado, sin embargo, permanecerá en la
superficie, donde continuará meteorizándose (por evaporación, emulsificación,
etc.). Finalmente, muchos hidrocarburos desarrollarán una emulsión estable de
agua e hidrocarburo, denominada comúnmente “mousse de chocolate".
El hidrocarburo derramado y emulsionado constituye una gran amenaza al
ambiente, en especial cuando ingresa cerca de áreas costeras o se deposita en
las riberas y contamina hábitats como manglares, playas y otros hábitats de
fauna (como aves y mamíferos marinos). Los dispersantes ayudan al proceso
de dispersión natural facilitando la disolución y dispersión del hidrocarburo en
la columna de agua, antes de que pueda emulsionarse y/o amenazar sitios
sensibles.
Los componentes claves de los dispersantes químicos son agentes tensoactivos
(surfactantes), constituido por moléculas que tienen extremos tanto solubles en
agua (polar) como solubles en aceite (apolar), estas moléculas, cuando se
aplican a un derrame de hidrocarburo, se orientan a la interfase
hidrocarburo/agua de modo tal, que los extremos hidrófilos de las moléculas
están en el agua y los extremos hidrófobos en el hidrocarburo. El resultado es
una reducción de la tensión superficial entre el petróleo y el agua.
Esta acción reduce la cohesividad de la mancha de hidrocarburo y, mediante
agitación, se forman en el agua próxima a la superficie gotitas de hidrocarburo
finamente dispersas (cuyo tamaño varía, según la eficacia de la fórmula del
surfactante, entre aproximadamente 10 micrones a 0,5 milímetros de
diámetro). Estas gotitas se mezclan y se mantienen como parte de la columna
de agua por las olas y corrientes. Los surfactantes hidrófilos también impiden
la re-coalescencia de las gotitas.
Los dispersantes de hoy son más eficaces y menos tóxicos que los dispersantes
existentes a fines de los años 70. De hecho, los estudios han demostrado que la
toxicidad letal aguda de los dispersantes, es generalmente menor que la de
hidrocarburos y productos refinados.
2.2 CLASES DE DISPERSANTES
En términos generales hay dos clases de dispersantes:
1. Los de Tipo 1 que también son llamados dispersantes corrientes, que
están basados en disolventes de hidrocarburos y contienen una mezcla
de emulsificadores. Estos se suelen aplicar sin diluir.
2. Los de Tipo 2 que también son llamados concentrados, contiene más
agentes activos que los dispersantes anteriores, lo que produce que la
dispersión
sea
más
rápida.
Estos
dispersantes
contienen
emulsificadores, ingredientes humectantes y disolventes oxigenados.
Los dispersantes pueden aplicarse desde buques o desde el aire mediante
avionetas. El uso de estos compuestos está restringido a áreas donde se prevé
que la dilución de los dispersantes va a ser rápida y la fauna marina no va a
sufrir daños. Para saber esto, se realizan estudios sobre el movimiento del agua
en esa zona y el comportamiento del dispersante.
Las pruebas de laboratorio han demostrado que los dispersantes corrientes y
los concentrados diluidos pueden dispersar hasta 8 veces su propio volumen
de hidrocarburos, mientras que los dispersantes concentrados pueden dispersar
hasta 80 veces su propio volumen. Si no se obtiene una dispersión satisfactoria
con las indicadas concentraciones, ello puede deberse a una aplicación
insuficiente de dispersante. Por otra parte, si el incremento de la cantidad
aplicada no da resultados, habrá que llegar a la conclusión de que los
dispersantes utilizados, no son eficaces para los hidrocarburos que se están
tratando, en las condiciones ambientales reinantes.
Aunque este método de rociado es apropiado para dispersar petróleos crudos
ligeros y medios, no debe utilizarse en petróleos pesados o en hidrocarburos
que han estado en el mar durante algún tiempo, porque el dispersante diluido
en agua se elimina fácilmente por la acción de las olas, antes de que pueda
tener el efecto requerido.
2.3 COMPOSICION DE LOS DISPERSANTES DE PETROLEO.
Los dispersantes están compuestos principalmente por emulsificantes,
tensoactivos, detergentes en base acuosa, aceites cítricos, surfactantes,
alcoholes etoxilados, alcoholes lineales etoxilados, y un sin número de
compuestos en serie.
2.3.1 AGENTES TENSOACTIVOS.
Son compuestos químicos constituidos por moléculas que contienen grupos
hidrofílicos y oleofílicos, los agentes tensoactivos con un carácter
predominantemente oleofílicos tienden a estabilizar las emulsiones de agua
en hidrocarburos, mientras que los de carácter principalmente hidrofílico
estabilizan las emulsiones
de hidrocarburos en agua. Estos últimos suelen
utilizarse en la formulación de los dispersantes (Nº 3; Perales, 2001).
Los agentes de superficie o tensoactivos poseen la característica de modificar
las interacciones interfaciales mediante la promoción de los fenómenos de
adsorción. Sus aéreas de aplicación son muy extensas, casi se podría afirmar
que cada aplicación industrial tiene un tensoactivo idóneo, dada la gran
versatilidad de este tipos de moléculas.
Los agentes tensoactivos se dividen en 4 grupos (aniónicos, catiónicos, no
iónicos, y anfotéricos); de estos solamente los no iónicos y aniónicos se
utilizan en las formulaciones de los modernos dispersantes. Y estos son:
 Tensoactivos aniónicos: poseen grupos funcionales que se ionizan en
disolución acuosa originando iones orgánicos con cargas negativas y
son responsables de la actividad superficial. Contienen comúnmente
grupos solubles, sulfatos y sulfonatos de sodio. Son los más utilizados
en formulaciones detergentes en polvo para lavado de ropa y en
productos líquidos para uso en lavavajillas.
 Tensoactivos catiónicos: poseen grupos funcionales que se ionizan en
disolución acuosa originando iones orgánicos con carga positiva y
responsables
de
la
actividad
superficial.
Son
principalmente
compuestos cuaternarios de amonio, presentan la ventaja de que son
compatibles con los tensoactivos no iónicos y anfotéricos. Asimismo su
biodegradabilidad es baja y su costo económico, es más elevado que el
de los tensoactivos aniónicos y no iónicos. Se suelen usar como agentes
emulsionantes a pH inferiores a 7, además presentan propiedades
suavizantes y desinfectantes.
 Tensoactivos no iónicos: en disolución acuosa no originan iones.
Poseen grupos funcionales con elevada afinidad por el agua, lo que los
hace solubles en esta. Algunos son productos de condensación del
oxido de etileno con materiales fenólicos o grasos. Son compatibles con
todos los tipos de tensoactivos. Constituyen un grupo de tensoactivos
de amplia y variada aplicación. En general presentan bajo poder
espumante y suelen ser productos líquidos o pastosos.
 Tensoactivos anfotéricos: poseen grupos funcionales que pueden
ionizarse en disolución acuosa confiriendo al compuesto el carácter de
aniónicos o catiónicos, según las condiciones del medio. No se utilizan
mucho como materias primas para detergentes. Algunos proporcionan
una excelente espumación y bajo nivel de irritabilidad cutánea u ocular,
por lo que resultan muy apropiados en las formulaciones de champú.
Son compatibles con todos los tipos de tensoactivos.
2.3.2 SURFACTANTES
Los surfactantes o activadores de superficie son productos que facilitan
algunas operaciones unitarias como la mezcla, difusión, filtración, extracción,
dispersión, humidificación, percolación, etc.
Los surfactantes pueden ser clasificados por la carga iónica de la parte
superficialmente activa de la molécula. Estos son los surfactantes aniónicos, la
carga molecular es negativa; los surfactantes catiónicos, la carga molecular es
positiva; los surfactantes
no iónicos, no hay carga molecular
y en los
surfactantes anfóteros existen cargas tanto positivas como negativas en la
molécula.
Los Surfactantes más conocidos en nuestro medio son los jabones y
detergentes, utilizados en el hogar. Son parcialmente o totalmente solubles en
agua y/o aceite y entre los efectos más conocidos está el de afectar la
energía/tensión de superficie de los líquidos con los cuales se mezclan o
diluyen.
 USOS
Los surfactantes por sus características presentan una excelente estabilidad
térmica y resistencia a la hidrólisis alcalina. Su principal aplicación es como
agentes
humectantes,
rompedores
de
emulsión,
solubilizadores,
desincrustantes, emulsificantes, dispersantes y detergentes.
 ASPECTOS AMBIENTALES
Los surfactantes originan poca contaminación a las aguas subterráneas que
pudieran entrar en contacto con dichos productos. Solamente requieren de un
buen manejo durante el transporte y aplicación, por parte de las personas que
los manipulan.
2.3.3 SURFACTANTES NO IONICOS
En los últimos 40 años los surfactantes no iónicos han tenido cada vez más
importancia, hasta llegar al 35% del mercado mundial que les corresponde hoy
en día. Estos surfactantes no producen iones en solución acuosa y por lo tanto
son compatibles con los demás tipos de surfactantes y pueden integrarse en
formulaciones complejas.
Por otra parte son muchos menos sensibles que los surfactantes iónicos a la
presencia de electrolitos, especialmente cationes divalentes.
Los surfactantes no iónicos son en general buenos detergentes humectantes y
emulsionantes. Algunos de ellos tienen excelentes propiedades espumantes.
Por todas estas propiedades, se encuentran hoy en día en todos los tipos de
formulaciones detergentes líquidos o en polvo, y en otras aplicaciones.
 NONILFENOLES POLIETOXILADOS
Los nonilfenoles etoxilados constituyen un grupo importante de tensoactivos
no iónicos desde que fueron sintetizados por primera vez en 1940. En el
momento actual son los tensoactivos mas ampliamente utilizados a nivel
industrial y los terceros en el ranking para todos los tipos de aplicaciones,
con un volumen anual de producción de 3.7x105 Tm.
Se obtienen mediante reacciones de polimerización y condensación con
oxido de etileno
en presencia de un catalizador básico, normalmente un
hidróxido alcalino. Su estructura se compone de una cadena alquílica, lineal o
ramificada, con un determinado número de átomos de carbono, un anillo
bencénico y una cadena etoxilada con “n” numero de unidades etoxiladas.
Tradicionalmente
se
han
empleado
en
formulaciones
detergentes,
constituyendo la materia activa de los mismos debidos a sus propiedades
tensoactivas (Nº 4; Raymond, 1999).
 LINEAL ALQUILBENCENO SULFONATOS (LAS).
Los lineal alquilbenceno sulfonatos pertenecen a la familia de tensoactivas
aniónicos. La materia prima para la fabricación de los lineal alquilbenceno
sulfonatos son los alquilbenceno lineales, los cuales son producidos
industrialmente a través de procesos que difieren en su forma de alquilación de
benceno dependiendo del proceso de síntesis, los LAS resultantes presentan
diferentes distribuciones porcentuales de los isómeros de posición del fenilo a
lo largo de la cadena alquílica.
Cada homologo presenta un conjunto de isómeros en función de la posición
del grupo sulfofenilo sobre la cadena alquílica (isómeros posicionales); el
numero y proporción de tales isómeros es un factor que va depender de las
condiciones de síntesis del tensoactivos (Nº 5; Manzano, 1998).
 ALCOHOLES Y FENOLES ETOXILADOS.
Los surfactantes que poseen una cadena Polietoxilados (PEO) amarrada a un
grupo OH representan la gran mayoría de la producción (70%) de no iónicos,
particularmente para uso detergente (Nº 6; Andree 1991).
 ALCOHOLES LINEALES ETOXILADOS.
Los alcoholes lineales utilizados provienen de varias fuentes, pero en general
se trata de utilizar alcoholes lineales para asegurar una biodegradación rápida.
Los alcoholes etoxilados de bajo peso molecular poseen menor poder
espumante que los alcoholes, y por eso se usan en detergentes para máquina de
lavar ropa o platos (baja espuma).
 ALQUIL FENOLES ETOXILADOS.
Los Alquil-fenoles se producen por dos métodos, dependiendo del tipo de
materia prima disponible. La primera vía consiste en producir cloroparafinas
en las cuales el átomo de cloro está distribuido aleatoriamente. Con nparafinas se obtienen así Alquil fenoles con cadena alquilo lineal y por lo tanto
fácilmente biodegradable.
Para el uso de detergentes se prefieren los octi1 o noni1 fenoles con número de
oxido de etileno EON entre 8 y 12. Con el número de oxido de etileno (EON)
entre 6 y 8, son excelentes tensoactivos. Para el número de oxido de etileno
(EON) superiores a 10 son agentes humectantes, detergentes o dispersantes
liposolubles. Cuando el número de oxido de etileno (EON) supera 20, ya son
buenos detergentes a alta temperatura y en presencia de electrolito, y se usan
como dispersantes de jabones de calcio.
El mayor uso de los Alquil fenoles etoxilados es la preparación de detergentes
domésticos e industriales. Los detergentes líquidos contienen típicamente 20%
de materia activa no iónica de este tipo. Se usan en productos de limpieza para
piso, y en detergentes industriales para metales (en medio ácido), en
emulsiones herbicidas y pesticidas, en los procesos de polimerización en
emulsión de acetato de vinilo y acrilatos, en emulsiones de ceras etc. (Nº 7;
Brambilla, 1993).
Con el aumento del uso de los no iónicos, se está presentando el mismo
problema de biodegradabilidad que con los Alquil benceno sulfonatos, los
alquilfenoles
etoxilados
con
cadena
Alquil
ramificada
son
poco
biodegradables y además poseen una cierta toxicidad biológica, por lo cual en
el futuro tenderán a desaparecer para ser reemplazados por los alcoholes
alquilfenoles lineales
 TIOLES O MERCAPTANOS ETOXILADOS.
De forma semejante a los alcanoles y a los alquilfenoles, los Alquil y los
alquil-aril mercaptanos producen sustancias tensoactivas al poli condensar
óxido de etileno sobre un grupo de tiol.
Además de su uso como base de surfactantes, los Alquil-mercaptanos
terciarios se utilizan para favorecer la copolimerización del butadieno y del
estireno en la fabricación del caucho sintético BSR.
Estos surfactantes tienen un poder detergente comparable y aún mejor que
otros no iónicos y Alquil-sulfatos. Han sido poco utilizados en productos de
uso doméstico por el riesgo que presentan de contener o producir ti éteres de
olor desagradable. Sin embargo se usan en ciertas formulaciones de champú, y
como dispersantes de jabones de calcio. Se encuentran en varias aplicaciones
industriales donde el color eventual no es un problema: limpieza de lana,
aplicación de colorantes, emulsión de pesticidas clorados donde el poder
humectante mejora la expansión, como inhibidor de corrosión en baño de
ácidos de limpieza de metales (Nº 8; Jonkers, 2004).
 ESTERES DE ACIDOS GRASOS
La esterificación de un ácido graso por un grupo hidrofílico conteniendo un
radical hidróxilo (polietilen-glicol o polioles naturales) produce una clase de
surfactantes no iónicos muy importante, no solo por su volumen de producción
(20% de los no iónicos), sino también porque muchos de estos surfactantes
pueden usarse en las industrias alimenticias, farmacéuticas o cosméticas en las
cuales una muy baja toxicidad es de primera importancia (Nº 9; Ballarin,
1989).
 ACIDOS GRASOS ETOXILADOS: polietoxi-esteres
La condensación de óxido de etileno sobre un grupo ácido se realiza en
presencia de un catalizador alcalino, para generar la especie activa, a saber el
ión carboxilato.
Surfactantes No iónicos Como el ión carboxilato es mas ácido que el etoxilato
resultando de la condensación, se produce primero la adición de un mol de
óxido de etileno sobre las moléculas de ácido, y después la policondensación
del óxido de etileno Para favorecer la producción de monoester, se usa un
exceso de polietilenglicol respecto al ácido y se remueve el agua por un
método físico (destilación azeotrópica, esterificación bajo vacio).
La reacción de esterificación se produce entre 100 y 200ºC en presencia de un
catalizador ácido, generalmente un ácido sulfónico liviano (benceno, tolueno)
que no posee la acción carbonizante del ácido sulfúrico.
 ETILEN-GLICOL Y GLICEROL ESTERES
El etilenglicol es el diol más simple; reacciona con un ácido graso para
producir un mono o un diester según los casos. Con excepción de los ácidos
grasos muy cortos, los etilenglicol esteres no son suficientemente
hidrosolubles y tienen pocas aplicaciones.
Estos esteres de glicerol o derivados se usan a gran escala en
acondicionamiento de alimentos, pan, emulsiones y espumas lácteas (helados,
sorbetes, bebidas), estabilizador para margarinas, mantequillas, etc. Se usan
también
en
productos
farmacéuticos
y
cosméticos
como
agentes
emulsionantes, dispersantes o solubilizantes (Nº 10; Hill, 1997).
2.3.4 EMULSIFICANTES.
Las emulsiones se definen como mezclas de al menos dos líquidos no
miscibles. El líquido que se dispersa como gotas es llamado la fase interna o
dispersa. El líquido que rodea se llama fase externa o continua.
HBL: Los emulsificantes pueden citarse debido a la relación de Balance
hidrofílico / Lipofílico. Presenta una escala de 0 a 20, esta escala indica la
posible atracción tanto al aceite como al agua. Un bajo número para el HLB
indica una gran lipofilidad, mientras que un alto valor para el HLB indica una
alta hidrofilidad.
Los sistemas en emulsión contienen no solamente dos fases líquidas, sino
también existe un tercer componente, el cual es normalmente soluble en una
de las fases líquidas: un agente emulsificante.
En ocasiones puede haber más de un emulsificante; así mismo, puede ser un
sólido finamente dividido insoluble en los dos líquidos.
Cuando la emulsión se forma, (emulsión aceite en agua) el emulsificante o
tensoactivo se coloca en la interfase entre el agua y el aceite con su cadena
hidrófoba orientada hacia el aceite y el grupo hidrófilo orientado hacia el agua.
Para el caso de una emulsión agua en aceite, el grupo hidrófilo está dirigido
hacia el interior de los glóbulos acuosos mientras que la parte hidrófoba hacia
la fase continua. La eficacia de un emulsificante depende, entre otros factores
del modo de agitación y de su intensidad y la forma en que el emulsificantes
ha sido introducido. El papel de la agitación es ante todo de dividir las dos
fases, de tal forma que una de las fases se convierta en pequeñas gotas. La
energía mecánica necesaria que hay que aplicar en esta operación es tanto
menor, cuanto la tensión interfacial sea más pequeña. Los diferentes molinos
coloidales y homogenizadores son aparatos concebidos para obtener la
máxima desintegración sobre los fluidos, en el sentido de la formación de
glóbulos finos y uniformes. En algunos sistemas si la tensión superficial es
muy pequeña, la emulsificación se producirá espontáneamente sin agitación.
Los agentes emulsificantes pueden seleccionarse según el tipo de emulsión:
los hidrófilos para emulsiones aceite agua; los lipófilos servirán para
emulsiones agua-aceite. La fase en la que el tensoactivo es preferentemente
soluble, es la fase continua.
La eficacia de un agente emulsificante puede determinarse por un ensayo
sobre un mezcla patrón, agua-aceite siguiendo una técnica definida y
observando las propiedades de la emulsión formada.
Normalmente se mide la estabilidad y se determina la dimensión de partícula y
su repartición; esta última característica puede ser determinada indirectamente
midiendo la turbidez de la emulsión (Nº 11; Hedreul, 2001).
2.3.5 ACEITES ESENCIALES
Los aceites esenciales, son productos químicos que forman las esencias
odoríferas de un gran número de vegetales.
El término aceite esencial se aplica también a las sustancias sintéticas
similares preparadas a partir del alquitrán de hulla, y a las sustancias
semisintéticas preparadas a partir de los aceites naturales esenciales. Proceden
de las flores, frutos, hojas, raíces, semillas y corteza de los vegetales. El aceite
esencial recuperado de la piel de naranja se usa en las industrias de
saborizantes, materiales de limpieza, cosmético y perfumes.
Los aceites se forman en las partes verdes (con clorofila) del vegetal y al
crecer la planta son transportadas a otros tejidos, en concreto a los brotes en
flor.
2.4 PROPIEDADES FISICO-QUIMICAS DE LOS DISPERSANTES DE
PETROLEO.
 TENSION SUPERFICIAL
Los agentes activos superficiales o surfactantes (derivado del inglés surface
active agents) son moléculas que contiene un segmento liposoluble (soluble en
aceite) y otro hidrosoluble (soluble en agua). La solubilidad parcial tanto en
agua como en aceite permite al surfactante ocupar la interfase. Los agentes de
actividad superficial son sustancias químicas que reducen la tensión
superficial de los líquidos.
Los surfactantes pueden ser clasificados por la carga iónica de la parte
superficialmente activa de la molécula.
Los dispersantes fomentan la formación de numerosas y minúsculas gotas de
hidrocarburos y retardan la recoalescencia de dichas gotas para formar
manchas nuevamente. Esto ocurre porque los dispersantes contienen
surfactantes (agentes tensoactivos) que reducen la tensión interfacial entre el
hidrocarburos y el agua.
Las moléculas de los surfactantes poseen grupos de cabeza hidrofílica (que
buscan el agua) que se asocian con las moléculas de agua y colas oleofílicas
(que buscan el hidrocarburos) que se asocian al hidrocarburo. De este modo,
las moléculas del surfactante rodean a las gotitas de hidrocarburos y las
estabilizan. Esto ayuda a estimular la dilución rápida mediante los
movimientos del agua.
 OLOR
El olor es una propiedad intrínseca de la materia y se define como la sensación
resultante de la recepción de un estimulo por el sistema sensorial olfativo.
Aquello que carece de olor se denomina inodoro. El olor es el objeto de
percepción del sentido del olfato. El término fragancia o aroma es usado
principalmente por la industria de alimentos o cosméticos para describir un
olor placentero, y es comúnmente usada para referirse a perfumes.
Los olores corresponden al fenómeno objetivo de los químicos disueltos en el
aire, aunque, como en otros sentidos, varios factores psicológicos pueden
desempeñar cierto papel en la percepción de los mismos. El olor de los
dispersantes varía según su composición y características estos pueden ser
olores a esencias naturales, solventes etc.
 COLOR
El color es una percepción visual que se genera en el cerebro al interpretar las
señales nerviosas que le envían los foto receptores de la retina del ojo y que a
su vez interpretan y distinguen las distintas longitudes de onda que captan de
la parte visible del espectro electromagnético.
Es un fenómeno físico-químico asociado a las innumerables combinaciones de
la luz, relacionado con las diferentes longitudes de onda en la zona visible del
espectro electromagnético, que perciben las personas y animales a través de
los órganos de la visión, como una sensación que nos permite diferenciar los
objetos con mayor precisión.
 PRESIÓN DE VAPOR
La presión de vapor o más comúnmente presión de saturación es la presión,
para una temperatura dada, en la que la fase líquida y el vapor se encuentran
en equilibrio dinámico; su valor es independiente de las cantidades de líquido
y vapor presentes mientras existan ambas.
En la situación de equilibrio, las fases reciben la denominación de líquido
saturado y vapor saturado. Esta propiedad posee una relación inversamente
proporcional con las fuerzas de atracción intermoleculares, debido a que
cuanto mayor sea el módulo de las mismas, mayor deberá ser la cantidad de
energía entregada (ya sea en forma de calor u otra manifestación) para
vencerlas y producir el cambio de estado.
Las curvas de presión de vapor muestran la relación de la presión de vapor
verdadera y la PVR (Presión de Vapor Reid) de aceites crudos
típicos,
dispersantes la mayoría de estos tienen una PVR que varía de 10 a 12 lb/in2,
para la cual corresponde una presión de vapor verdadera de 13.7 a 17.6 lb/in2
absoluta a 100ºF.

PUNTO DE FLUIDEZ
Es la temperatura de un líquido por debajo de la cual no podrá fluir. El punto
de fluidez de la mayoría de los dispersantes es muy por debajo de 0°C
(-4 a -10°C).
 VOLATILIDAD
La volatilidad es la capacidad de una sustancia de evaporarse a una
temperatura determinada y con una presión determinada.
Cuanto menor sea la temperatura de evaporación de la sustancia se dice que es
más volátil. Existe una gran cantidad de estas sustancias que se volatilizan a
temperatura ambiente, tal es el caso de los alcoholes; se puede determinar
indirectamente por medición del punto de inflamabilidad.
 PUNTO DE INFLAMACION
Es la temperatura mas baja a la que los vapores que se desprenden por encima
de una sustancia volátil, se inflaman en el aire cuando son expuestos a una
llama. La mayoría de los dispersantes tienen punto de inflamación superior a
60ºC por lo que deben ser considerados como no inflamables.
 SOLUBILIDAD
La solubilidad es una medida de la capacidad de una determinada sustancia
para disolverse en otra. Puede expresarse en moles por litro, en gramos por
litro, o en porcentaje de soluto; en algunas condiciones se puede sobrepasarla,
denominándose a estas soluciones sobresaturadas.
Los agentes dispersantes se disuelven rápidamente en agua. Estos productos
químicos son solubles tanto como en agua dulce y en agua salada.
El método preferido para hacer que el soluto se disuelva en esta clase de
soluciones es calentar la muestra. La sustancia que se disuelve se denomina
soluto y la sustancia donde se disuelve el soluto se llama disolvente. No todas
las sustancias se disuelven en un mismo solvente.
El término solubilidad se utiliza tanto para designar al fenómeno cualitativo
del proceso de disolución como para expresar cuantitativamente la
concentración de las soluciones. La solubilidad de una sustancia depende de la
naturaleza del disolvente y del soluto, así como de la temperatura y la presión
del sistema, es decir, de la tendencia del sistema a alcanzar el valor máximo de
entropía. Al proceso de interacción entre las moléculas del disolvente y las
partículas del soluto para formar agregados se le llama solvatación y si el
solvente es agua, hidratación.
 LA GRAVEDAD ESPECÍFICA
Es la proporción del peso de un sólido o un líquido al peso de un volumen
igual de agua, a la temperatura especificada. Los dispersantes tienen
gravedades específicas entre 0.80 y 1.05. Los dispersantes convencionales
tienen generalmente baja la gravedad específica entre 0.80 - 0.90 algunos
pueden llegar a tener entre 0.90 - 1.05.
 LA VISCOSIDAD
La viscosidad de un líquido se define como su resistencia al flujo. La unidad
más comúnmente utilizada es el "centistoke" (CSt). La viscosidad de las
gamas de dispersantes varía entre 5 y 120 cSt. Actualmente los dispersantes
convencionales son menos viscosos.
Un sistema de clasificación divide a menudo a los dispersantes en tres grupos:
a) Viscosidad menor a 30 cSt. Normalmente los productos a base de
hidrocarburos.
b) Viscosidad entre 30 y 60 cSt. Normalmente los productos
convencionales con alto contenido de tensoactivos.
c) Viscosidad superior a 60 cSt. Normalmente concentrados, con alto
contenido en tensoactivo y no disolventes de hidrocarburos.
Los productos del grupo C son las más adecuadas, los productos del grupo B a
veces puede ser utilizada y los productos del grupo A no son adecuados para
la fumigación aérea.
2.5 APLICACIONES Y USOS DE LOS DISPERSANTES DE
PETROLEO.
En cada situación particular habrá que seleccionar la mejor combinación de
dispersantes y métodos de aplicación. Se pueden aplicar en alta mar desde
barcos de superficie y desde
aeronaves. En el litoral se pueden utilizar
equipos de rociado en forma de mochilas o montados sobre vehículos.
2.5.1 APLICACIONES DE LOS DISPERSANTES
Los dispersantes pueden aplicarse con tanques portátiles especiales o por
medio de barcos pequeños con boquillas conectadas a bombas de suministro y
tanques de almacenamiento. Del estado de la mar dependerá en gran medida el
que esos sistemas se puedan utilizar con seguridad y eficacia.
Con mar en calma, cuando se utilizan dispersantes corrientes o concentrados
que han sido diluidos, hay que proporcionar la energía necesaria para hacer la
mezcla por medio de unas "paletas batidoras" remolcadas tras los barcos
pequeños rociadores; en los sistemas corrientes, van montados del centro del
buque hacia la popa. Si no se dispone de paletas batidoras, se podrán utilizar
las hélices del barco para proporcionar la energía mezcladora necesaria.
Para lograr un rendimiento adecuado de las paletas batidoras, la velocidad del
buque deberá oscilar entre 5 y 10 nudos (millas/hora). Los concentrados se
pueden diluir normalmente en 10 veces su volumen, mediante una bomba
mezcladora o introduciéndolos en la boca de aspiración de una bomba de agua
de mar.
El rociado desde aeronaves (de ala fija o helicópteros) es una técnica adoptada
por algunos gobiernos y que se ha utilizado con éxito en diversos derrames. La
aplicación desde el aire ofrece también ventajas si el derrame se ha producido
a gran distancia de los puertos. La mayor parte de los dispersantes
concentrados se prestan a ser aplicados desde el aire. La anchura real de la
franja de rociado puede variar de 1 a 2,5 veces el largo de las lanzas de
rociado de la aeronave. Los vuelos se llevan a cabo generalmente en dirección
contraria al viento a una altitud de 15 a 50 pies. Las condiciones de luz, el
ángulo y la dirección del sol, pueden imponer la necesidad de rociar en otras
direcciones.
2.5.2 USOS DE LOS DIPSERSANTES DE PETROLEO.
Todos los dispersantes químicos son una mezcla de agentes activos de
superficie (detergente), y de un solvente desarrollado específicamente para el
tratamiento de petróleos/aceites vertidos a un cuerpo de agua. A veces, resulta
apropiado utilizar dispersantes químicos con el objetivo de acelerar el proceso
de dispersión natural y biodegradación de un hidrocarburo derramado,
especialmente cuando la contención y recuperación no son convenientes. Sin
embargo, al igual que todas las medidas de remediación, el uso de dispersantes
tiene sus limitaciones y debe ser utilizado bajo un cuidadoso control.
El uso de dispersantes en la ribera requiere una cuidadosa consideración de los
riesgos y de los beneficios. En general, el uso de los dispersantes de petróleo
es considerado el tratamiento más rápido en el mar y menos impactante para el
ambiente.
El uso de dispersantes favorece la degradación natural de los hidrocarburos,
por lo tanto no se necesita disponibilidad para la disposición final.
Sin dilución, los organismos marinos se ven expuestos a concentraciones
elevadas de dispersante y de hidrocarburo dispersado por períodos
prolongados.
También existe el peligro que, en algunos tipos de costas, el uso de
dispersantes permite que el hidrocarburo empape la ribera. Esto ocurrirá
cuando el hidrocarburo emulsificado haya derivado hasta tierra. Gruesas
alfombras de emulsión con una elevada viscosidad no penetrarán la mayoría
de las riberas. El rociado con dispersante puede ‘romper’ la emulsión y el
hidrocarburo liberado, conteniendo ahora dispersante y con una viscosidad
mucho menor, empapará la costa.
Por consiguiente, es esencial retirar la mayor cantidad del hidrocarburo
derramado antes de considerar el uso de dispersantes.
Como se indicó anteriormente, lo mejor es aplicar dispersantes al hidrocarburo
derramado tan pronto como sea posible, ya que el hidrocarburo, con el correr
del tiempo, perderá su capacidad de dispersión. Esto no significa que los
dispersantes se “arrojen” desde un contenedor hacia la mancha. Por el
contrario, para que los dispersantes sean eficaces deben aplicarse como gotitas
muy pequeñas. El tamaño de cada gota es muy importante, ya que las que son
demasiado pequeñas pueden ser sopladas por cualquier viento, y las que son
demasiado grandes pueden pasar a través del hidrocarburo sin producir efecto
alguno. Con el correr de los años, los fabricantes de sistemas de aspersión de
dispersantes han desarrollado equipos de aplicación de dispersantes que no
solo rocían gotas del tamaño adecuado, sino que pueden utilizarse con buques
pequeños y grandes, helicópteros y diversos tipos de aeronaves.
CAPITULO III
BIODEGRADABILIDAD Y TOXICIDAD DE
LOS DISPERSANTES DE PETROLEO
3.1 GENERALIDADES SOBRE BIODEGRADABILIDAD
Se entiende como biodegradable al producto o sustancia que puede
descomponerse en elementos químicos naturales por la acción de agentes
biológicos, como el sol, el agua, las bacterias, las plantas o los animales. En
teoría todas las sustancias orgánicas son biodegradables, la diferencia radica
en el tiempo que tardan los agentes biológicos en descomponerlas en químicos
naturales, ya que toda sustancia u objeto biodegradable forma parte de la
naturaleza.
La biodegradación puede emplearse en
la eliminación de ciertos
contaminantes como los desechos orgánicos urbanos, papel, hidrocarburos,
etc. No obstante en vertidos que presenten materia biodegradable estos
tratamientos pueden no ser efectivos, si nos encontramos con otras sustancias
como metales pesados, o si el medio tiene un pH extremo. En estos casos se
hace necesario un tratamiento previo que deje el vertido en las condiciones en
la que las bacterias puedan realizar su función a una velocidad aceptable.
El proceso global que tiene lugar es una oxidación, de forma que la materia
orgánica se va descomponiendo en sustancias más simples que pueden llegar a
ser utilizados por las bacterias para su metabolismo. Las bacterias están
adaptadas a múltiples tipos de compuestos, debido a la relativa simplicidad de
su organización y estructura, que les permite revisar y modificar sus rutas
metabólicas. Debido a esta posibilidad denominada adaptación
o
climatización, las bacterias puedan llegar a vivir y propagarse incluso en
sustratos como la gasolina, benceno, fenol o multitud de compuestos
considerados normalmente como tóxicos.
Del concepto de biodegradación se deduce, el de biodegradabilidad, que se
puede definir como “la susceptibilidad de una sustancia a la degradación
biológica”.
La biodegradabilidad final es evaluada en sistemas aerobios midiendo el
dióxido de carbono producido, el oxigeno consumido durante el proceso de
biodegradación (demanda biológica de oxígeno, DBO) o determinando de los
niveles de carbono orgánico que permanecen en disolución, a lo largo del
proceso de biodegradación. Cada uno de estos métodos tiene sus problemas
intrínsecos sin tener en cuenta cualquier problema experimental asociados con
las medidas en si mismas.
Se han desarrollado numerosos métodos para la investigación y vigilancia de
numerosos compuestos, entre ellos los tensoactivos. Aunque la eliminación
de estos productos del medio ambiente acuático, puede ocurrir mediante
procesos abióticos tales como adsorción, hidrólisis y fotólisis; la conversión
total de la materia orgánica en productos inorgánicos se debe a procesos de
biodegradación de humectantes y espumantes.
Se puede decir que los ensayos de biodegradación, realizan el análisis de
tensoactivos por métodos específicos, con lo que se obtienen datos sobre la
biodegradabilidad primaria; o bien se realizan determinaciones de tipo no
específico (como el oxígeno disuelto, la DQO, la DBO, el carbón orgánico
total, etc. con lo que se obtiene información sobre la biodegradabilidad total
del dispersante ensayado.
De acuerdo a la Directiva 73/404/ de la Comunidad Económica Europea
(CEE) la cual dice que la biodegradabilidad de los tensoactivos debe ser
superior al 80% de degradación. La Directiva 73/404/CEE, prohíbe la
comercialización y uso en su territorio de los tensoactivos si el índice de
biodegradabilidad de los tensoactivos no iónicos contenidos en el mismo fuere
inferior al 80%.
La Comunidad Económica Europea (CEE) establece los métodos de control de
la biodegradabilidad de los tensoactivos no iónicos que se los nombra la
Directiva 73/404/ en la Comunidad Económica Europea (CEE) estos métodos
son:
 El ensayo de espacio de cabeza CO2 basada en la norma ISO 145931999.
 El método por el análisis de carbono inorgánico en los vasos sellados
basada en la norma ISO 14593:1999.
 Ensayo Sturm modificado por evolución de dióxido de carbono (CO2)
basado en el Método de la Directiva 67/548/CEE.
 Ensayo
de la botella cerrada basado en el Método de la Directiva
67/548/CEE.
 Método de la Directiva 67/548/CEE, respirometría manométrica): no se
utilizará la adaptación previa.
 Determinación
de la demanda bioquímica de oxigeno en la prueba de
 botella cerrada basado en la norma ISO 10708:1997.
Por otra parte, dependiendo de las características físicas del tensoactivo, se
podrá utilizar uno de los métodos enumerados a continuación:
 Método
de la Directiva 67/548/CEE, (desaparición del carbono
orgánico disuelto COD).
 Método
de la Directiva 67/548/CEE, (detección modificada de la
OCDE, desaparición del COD).
3.2 BIODEGRADABILIDAD DE LOS DISPERSANTES DE
PETROLEO.
Existen microorganismos petroleolíticos capaces de utilizar los hidrocarburos
como fuente de carbono, es decir los utilizan para alimentarse; como
subproductos de estas reacciones se liberan al medio otros compuestos no
tóxicos; así mismo ciertos microorganismos, en presencia de hidrocarburos
pueden producir sustancias tensoactivas.
Las técnicas de limpieza aceleran estos procesos naturales generando las
condiciones óptimas para el crecimiento de estos microorganismos. Además
aportan nutrientes, oxígeno, condiciones de pH y temperatura para que los
microorganismos "trabajen" mejor. Este método es lento y bastante complejo,
todavía se sigue experimentando con él; en general se suele utilizar junto con
acciones amplificadoras o complementarias, como puede ser la adición de
tensoactivos naturales o sintéticos. Existen dos opciones a la hora de utilizar
esta técnica, una es la inoculación de bacterias petroleolíticas preparados de
forma industrial o bien mediante la potenciación de las poblaciones
autóctonas. Esta última opción es la más aconsejable, puesto que esas
poblaciones están mejor adaptadas a ese medio.
Muchos
compuestos
de
interés
y
utilizados
por
el
hombre
son
considerablemente más complejos en sus estructuras que simples moléculas
como el fenol, el acetato sódico, etc. Las cuales pueden demostrarse de un
modo relativamente sencillo si se biodegradan primariamente o se mineralizan
en sistemas de ensayos simples. Mas aún, muchas de estas sustancias más
complejas son mezclas multicomponentes como por ejemplo muchos
tensoactivos de interés comercial.
En estos casos pueden utilizarse experimentos biológicos junto a las pruebas
de degradación para demostrar si este proceso es de biodegradación, tiene
como resultado la aparición de metabolitos más o menos tóxicos que el
producto original.
Las sustancias residuales tóxicas y peligrosas que pueden ser emitidas a la
atmósfera, vertidas al agua o abandonadas sin control sobre la superficie
terrestre, entrando en contacto directo con los seres vivos, o indirectamente, a
través de la cadena alimentaria, afectando gravemente a su metabolismo y
produciendo en elenco diverso de enfermedades como el cáncer, las
infecciones de la sangre y vías respiratorias, esterilidad, afección al sistema
nervioso.
Los microorganismos son responsables de descomponer los desechos
orgánicos, cuando la materia orgánica, como plantas muertas, hojas, recortes
de pasto, boñiga, aguas negras o incluso desechos de comida están presentes
en el suministro de agua, las bacterias iniciarán el proceso de descomposición
de estos desechos. Cuando esto sucede, mucho del oxígeno disuelto disponible
lo consumen las bacterias aeróbicas, robándoles el oxígeno a otros organismos
acuáticos que lo necesitan para vivir.
La Demanda Biológica de Oxígeno (DBO) es una medida de oxígeno que usan
los microorganismos para descomponer la materia prima presente en esta
agua. Si hay una gran cantidad de desechos orgánicos en el suministro de
agua, también habrá muchas bacterias presentes trabajando para descomponer
este desecho. En este caso, la demanda de oxígeno será alta. Conforme el
desecho es consumido o dispersado en el agua, los niveles de la DBO
empezarán a bajar.
Los nitratos y fosfatos en una masa de agua pueden contribuir a los niveles
altos de DBO. Los nitratos y fosfatos son nutrientes para las plantas y pueden
hacer que la vida vegetal y las algas crezcan rápidamente caen al fondo donde
se descomponen por acción de las bacterias. Cuando las plantas crecen
rápidamente, también mueren rápidamente. Esto contribuye al desecho
orgánico presente en el agua, el que luego es descompuesto por las bacterias.
Esto ocasiona altos niveles de DBO. La temperatura del agua también puede
contribuir a los altos niveles de DBO. Por ejemplo, el agua más tibia
generalmente tendrá un nivel DBO más alto que el agua más fría. Conforme la
temperatura del agua aumenta, la velocidad de la fotosíntesis que realizan las
algas y otras plantas en el agua también aumenta.
Las bacterias requieren oxígeno para este proceso de modo que la DBO es alta
en este lugar; por lo tanto, las aguas con temperaturas más altas acelerarán la
descomposición bacterial y ocasionarán niveles de DBO más altos.
Cuando los niveles de la DBO son altos, los niveles de oxígeno disuelto (OD)
disminuyen porque el oxígeno que está disponible en el agua es consumido
por las bacterias. Puesto que hay menos oxígeno disuelto disponible en el
agua, los peces y otros organismos acuáticos tienen la posibilidad de no
sobrevivir.
Los tipos de vertido más aptos para producir valores altos de DBO, y en
consecuencia producir anoxia, son todos aquellos que aporten grandes
cantidades de materia orgánica y fertilizantes químicos, como las aguas
residuales urbanas, los residuos ganaderos, los efluentes de mataderos e
industrias alimentarias, los residuos agrícolas y los abonos, entre otros. Un
bajo valor de DBO no quiere decir necesariamente que la contaminación del
agua sea baja o tolerable, ya que éste puede deberse a que la toxicidad afecte
también a los microorganismos depuradores. Además, la contaminación puede
ser puramente química, y no biológica, como la producida por metales
pesados.
La Demanda Química de Oxígeno, DQO, es la cantidad de oxígeno en mg/l
consumido en la oxidación de las sustancias reductoras que están en un agua.
Se emplean oxidantes químicos, como el dicromato potásico. En el ensayo, se
emplea un agente químico fuertemente oxidante en medio ácido para la
determinación del equivalente de oxígeno de la materia orgánica que puede
oxidarse.
Los constituyentes orgánicos como inorgánicos de la muestra están sujetos a
oxidación, sin embargo, el componente orgánico predomina y es de mayor
interés. El DQO es un test definido, tanto el tiempo de digestión como la
fuerza del reactivo y la concentración DQO de la muestra afecta al grado de
oxidación de la misma.
El método DQO se usa a menudo para medir los contaminantes en las aguas
naturales y residuales y para evaluar la fuerza de desechos tales como aguas
residuales municipales e industriales. El método DQO se usa también en
aplicaciones en centrales eléctricas, industria química, industria papelera,
lavanderías, estudios medioambientales y educación general. En las plantas
potabilizadoras de agua, los valores DQO deberán ser inferiores a 10 mg/l O2
al final del ciclo de tratamiento.
En el Ecuador no existe normativa para biodegradabilidad de los surfactantes,
sin embargo, los laboratorios existentes, acreditados en la OEA, utilizan las
normas europeas, que hacen referencia al la directiva 73/404 (CEE ,1973ª), en
la que se establecen cuatro clases de tensoactivos: aniónicos, catiónicos, no
iónico y anfótero. La directiva 73/405 (CEE, 1973 b), es la primera que
procede de la directiva a marco anterior. Se refiere a los tensoactivos
aniónicos - los mas corrientes estableciendo tres métodos de análisis. La
biodegradabilidad deberá ser mayor al 80%. La directiva 86/94, también para
los no iónicos, añade a la 73/404 el método inglés y un método especial en
caso de desacuerdo entre Estados sobre la comercialización.
3.3 DETERMINACION DE LA BIODEGRADABILIDAD DE LOS
DISPERSANTES DE PETROLEO.
Los ensayos de biodegradación están diseñados para evaluar la rapidez con la
que los surfactantes, aceites esenciales y minerales, que forman parte de los
dispersantes, se degradarán en el medio ambiente. Estos ensayos sin embargo
pueden subestimar la capacidad real de un tensoactivo para degradarse sino
contemplan los diversos factores que tienen lugar en el medio ambiente en
realidad como el tratamiento de aguas y la aclimatación de microorganismos.
Dado que la biodegradabilidad está ampliamente reconocida como un
indicador de seguridad medioambiental, el usar condiciones realistas para su
determinación es por lo tanto un factor critico.
Para medir o evaluar la biodegradabilidad se recurre a los ensayos de
biodegradación. Los tres componentes esenciales en un ensayo de este tipo
son: el tensoactivo, el método analítico para seguir el curso de la
biodegradación, y el agente biológico. Estos tres componentes se combinan en
muy variadas formas para obtener los procedimientos de ensayo; lo más
importante en un ensayo de biodegradación es que sea un método
biológicamente correcto, que tenga en cuenta las propiedades especiales de los
tensoactivos y que sea reproducible y adecuado para los trabajos de rutina.
La degradación de los tensoactivos se lleva a cabo en tres etapas:
a) BIODEGRADABILIDAD PRIMARIA
Se entiende por este concepto una oxidación o modificación de la molécula
del tensoactivo, de forma que vayan desapareciendo sus propiedades
tensoactivas, o bien no puedan detectarse la molécula por medios analíticos
específicos. Esta pérdida de propiedades tensoactivas o de especificidad
analítica, es una secuencia de pasos y no un cambio brusco. El concepto de
biodegradabilidad primaria es importante, por su reacción con problemas
visibles, como el de espumación que puede aparecer en los ríos.
b) BIODEGRADABILIDAD FINAL O MINERALIZACION
Se considera la destrucción de una molécula de un compuesto químico, de
forma que se convierta toda ella en CO2, sales inorgánicas y otros productos
asociados al metabolismo normal de las bacterias.
Por ejemplo, para demostrar la biodegradabilidad final del fenol, sería
necesario demostrar no sólo la desaparición de la respuesta analítica
específica, sino también que ningún otro metabolito orgánico resistente a las
particulares condiciones de biodegradación se está formando.
En la práctica, la biodegradabilidad final es evaluada en sistemas aerobios
mediante la medida del dióxido de carbono producido, el oxigeno consumido
durante el proceso de biodegradación (demanda biológica de oxigeno, DBO)
o mediante la medida de los niveles de carbono orgánico que permanecen en
disolución a lo largo del curso de la biodegradación. La degradación
avanzada tiene lugar cuando la molécula del tensoactivo es transformada
sucesivamente en fragmentos cada vez menores (Nº 12; Perales, 2001).
c) BIODEGRADABILIDAD AMBIENTALMENTE ACEPTABLE.
Es un tipo de biodegradabilidad primaria en la que los metabolitos resultantes
del proceso de biodegradación son ambientalmente inocuos, es decir,
presentan una baja ecotoxicidad. Además la extensión y velocidad resultante
del proceso degradativo, debe igualar desde el punto de vista cuantitativa, la
degradación de la materia orgánica residual normal en plantas de tratamiento
o cauces receptores.
Cada tipo de tensoactivo requiere de un test específico de acuerdo a la
resolución Nº 73/404 de la CEE en 1999 se tienen los siguientes ensayos:
 Los aniónicos SAAM (sust. activas al Azul de Metileno).
 Los no-iónicos SABi (sust. activas al Bismuto).
 Los catiónicos SAD (sust. activas a la Disulfina).
 Los anfotéricos se realizan el método orange.
3.3.1 FUNDAMENTO DE LA PRUEBA DE BIODEGRADABILIDAD.
La Demanda Química de Oxígeno (DQO), mide el requerimiento de oxigeno
para oxidar materia orgánica e inorgánica, biodegradable o no, de una muestra
que es susceptible de oxidación por un fuerte oxidante químico (dicromato
potásico - Cr2O7K2 - en nuestro caso). La mayor parte de la materia orgánica
resulta oxidada por una mezcla a ebullición de los ácidos crómico y sulfúrico.
Se somete a reflujo una muestra en una solución ácida fuerte con un exceso de
dicromato potásico. Después de la digestión, el dicromato no reducido que
quede, se determina con sulfato ferroso amónico, sal de Mohr: (SO4)2Fe
(NH4)2, para determinar la cantidad de dicromato consumido y calcular la
M.O. oxidable en términos de equivalente de oxígeno.
Cr2O7= + H2O (M.O reducida) + H+ <=> Cr3+ +Cr2O7= exceso + H2O (M.O oxidada)
(Amarillo)
(Verde)
Para la valoración utilizamos un indicador, 1-10 fenantrolina o ferroína, que a
su vez reacciona con el exceso de Fe2+ que a su vez no ha reaccionado con el
dicromato, dando lugar a un complejo de color marrón/rojizo que nos indica el
punto final de la valoración.
3.3.2 NORMATIVA SOBRE TENSOACTIVOS Y MEDIO AMBIENTE.
El creciente consumo de tensoactivos así como sus posibles repercusiones
ambientales constituyen las principales razones por las que diferentes
instituciones y organismos públicos hayan promulgado normas para el control
y uso de estas sustancias.
En el ámbito europeo, se han establecido diversas directivas relativas a la
biodegradabilidad, control y uso de sustancias tensoactivas. Así, por ejemplo,
la Directiva del Consejo 82/243/Comité Económico Europeo (CEE) regula los
aspectos relacionados con la biodegradación de tensoactivos utilizados en
formulaciones detergentes. También cabe destacar la incorporación legislativa
en materia de calidad de agua de la Directiva Marco de Aguas (Directiva
60/2000/Comité Europeo (CE), establece un marco comunitario en el ámbito
de la política de aguas, con la finalidad de modernizar la gestión del agua en
Europa, estableciendo un marco de protección para las aguas continentales,
marinas y de transición para la consecución de un uso sostenible de las
mismas.
3.4 GENERALIDADES SOBRE LA TOXICIDAD DE LOS
DISPERSANTES DE PETROLEO.
La toxicidad es una medida usada para medir el grado tóxico o venenoso de
algunos elementos. El estudio de los venenos se conoce como toxicología. La
toxicidad puede referirse al efecto de ésta sobre un organismo completo, como
un ser humano, una bacteria o incluso una planta, o a una subestructura, como
una célula (citotoxicidad).
Aunque los dispersantes constituyen, con frecuencia la única solución práctica
para combatir derrames en el mar, sigue siendo un tema de gran controversia,
en particular en relación a su toxicidad para la vida marina y el hecho que
ellos son otros contaminantes en el mar. Gran parte de la discusión proviene
del uso de dispersantes de alta toxicidad (con solventes de hidrocarburos) en el
accidente del B/T Torrey Canyon en 1967. A estos productos se le atribuyó un
considerable daño a la ecología costera, en parte de larga duración, aunque
nunca se obtuvo evidencia del daño a la flora y fauna marina.
Nunca se pudo establecer qué proporción del daño se debió a técnicas de
aplicación sin control y cuánto a la toxicidad propia de los productos usados.
Sin embargo, la amplia publicidad que se dio al problema resultó en una casi
total prohibición de su uso por parte de muchos organismos y autoridades.
Desde ese tiempo, se ha venido desarrollando un considerable trabajo de
investigación y experimentación sobre la efectividad, degradación y efectos de
los dispersantes y mezclas de petróleo con dispersantes. Como resultado se
han producido dispersantes considerablemente menos tóxicos para la vida
marina.
Además, muchos organismos gubernamentales fiscalizadores han desarrollado
procedimientos de análisis y de aprobación de dispersantes para minimizar
cualquier daño que su uso pudiera causar. Debe reconocerse, sin embargo, que
virtualmente toda substancia es tóxica a la vida en ciertas concentraciones. Por
lo tanto, el efecto de una substancia en un organismo vivo depende no, sólo de
su toxicidad propia, sino también de su concentración y tiempo al que esté
expuesto. En el caso de los dispersantes usados en el mar, la tasa de dispersión
o dilución es de importancia fundamental. Las condiciones hidrográficas, los
métodos de aplicación y las características ecológicas del área serán factores
cruciales para determinar si el dispersante o su mezcla con petróleo producirán
un daño significativo.
En realidad, la decisión que deberá tomarse será más bien basada en la
comparación de los daños que produciría la aplicación de dispersantes y
aquellos que produciría el petróleo sin tratamiento alguno. Por lo tanto, por
una parte el uso controlado de dispersantes de baja toxicidad puede minimizar
el daño a aves marinas, recursos costeros y vida marina intermareal, al
remover el petróleo de la superficie.
Por otra parte al dispersar el petróleo en la columna de agua, se podría exponer
más a las pesquerías y vida marina en general. La decisión de usar o no
dispersante depende entonces de una política basada en las prioridades de
protección, debiendo tenerse en consideración los riesgos humanos, la
practicabilidad de usar medios físicos de contención y recuperación, condición
del petróleo o su dispersabilidad, consideraciones logísticas y consideraciones
ecológicas sobre el área afectada (vulnerabilidad).
Muy poco después del desastre del Torrey Canyon comenzaron aparecer en
el mercado nuevos productos cuya composición incluía agentes tensoactivos
menos tóxicos, mientras que los disolventes
aromáticos tóxicos
fueron
sustituidos por otros hidrocarburos hipo aromáticos o no aromáticos mucho
menos tóxico (mil veces menos) tales como el queroseno hipo aromático o
disolventes con un elevado punto de ebullición que contenían hidrocarburos
ramificados saturados. Si bien la eficacia de estos compuestos era inferior a la
de los primeros detergentes, su toxicidad muy baja hacía que su uso fuera
ecológicamente aceptable, aun en grandes cantidades. Dichos productos se
dieron a: agentes tensoactivos y disolventes.
En nuestro país, la Dirección General de Marina Mercante (DIGMER), es el
organismo oficial del Gobierno encargado de autorizar los dispersantes que se
utilizan en funciones de control de la contaminación por derrames de crudos,
divididos en recursos hídricos.
Por ello, las personas u organismos interesados en su aplicación, deberán
contar con una resolución de esta Dirección General aprobando dicho
producto. Del dispersante con sus especificaciones técnicas a objeto de
someterlo a las pruebas de toxicidad según normas de la Organización
Marítima Internacional, en el Instituto de Biología Marina de la Universidad
de Valparaíso, entidad reconocida por la Dirección General para efectuar estas
pruebas, la cual se basa en el bioensayo de toxicidad aguda de tipo estático
(96 horas). Bioensayo que lo aplican en las Instituciones Nacionales e
Internacionales ya que su desarrollo es rápido y sus valores son más reales y
exactos.
La actividad humana produce gran variedad de desechos que son liberados a
los ambientes terrestres, aéreos y acuáticos. La introducción de un
determinado desecho antropogénico puede o no introducir desequilibrios en un
ecosistema que conduzcan a su deterioro. Para cada desecho existe una
concentración umbral, por encima de la cual se detectan los efectos
responsables de dichos desequilibrios.
En las últimas décadas, en razón del aumento poblacional y los procesos
industriales, se ha incrementado el consumo y transporte del petróleo; como
consecuencia de la explotación y búsqueda de nuevos yacimientos. Debido a
este aumento en la dependencia del hidrocarburo como combustible, la
probabilidad de un accidente en el manejo de estos, también ha aumentado
significativamente.
Se estima que alrededor del 46,5% de las contaminaciones por petróleo han
sido causadas por petroleros y otros navíos en operaciones de limpieza y
lastres-deslastre; un 25,4% provienen de procesos terrestres relacionados con
los efluentes municipales y desechos industriales en la costa; el 13,4% es
producto de vertimientos de plantas de refinería y petroquímica; 9,2%
provienen de accidentes causados por súper-tanqueros.
La evaluación del riesgo del impacto ambiental como consecuencia de una
contaminación por hidrocarburos, se puede realizar a través de bioensayos, los
cuales han proporcionado y continúan proporcionando información valiosa
para establecer el efecto potencial de contaminantes en el medio marino.
Los protocolos para evaluar la contaminación por hidrocarburos siguen
perfeccionándose sobre la base de la experiencia ganada en los últimos años.
Sin embargo, el progreso de las técnicas experimentales y en la
instrumentación no han variado su propósito principal, cual es el de comparar
la toxicidad de diversos compuestos, conocer la sensibilidad de diferentes
especies y determinar los mecanismos de los efectos de las sustancias
ensayadas. Es así, como las pruebas de toxicidad, son considerados como uno
de los pilares más fuertes en el proceso de determinación de los riesgos
ambientales provocados por la acción de los vertimientos y desechos del
hombre en el ambiente acuático.
3.5 TOXICIDAD DE LOS DISPERSANTES DE PETROLEO.
Los dispersantes y las partículas de petróleo dispersadas constituyen
elementos tóxicos para algunos organismos marinos. Debido a que las
concentraciones de petróleo dispersado son diluidas con gran rapidez, los
organismos son expuestos a este efecto en cortos períodos de tiempo.
La magnitud de tales efectos depende de las propiedades físico-químicas del
dispersante, la concentración del compuesto en el medio, la frecuencia de
descarga y las propiedades de los propios ecosistemas. Por lo tanto, a la hora
de evaluar los posibles efectos de un determinado compuesto en el medio
natural resulta imprescindible considerar todas y cada una de las condiciones
que caracterizan al ecosistema en cuestión.
El plancton es directamente afectado por los dispersantes debido a que
muere de asfixia, algunos peces también sufren esta misma situación ya que
los dispersantes bloquean sus estructuras respiratorias, y los que se logran
salvar generalmente se encuentran altamente contaminados lo cual afecta a sus
depredadores incluyendo al ser humano. Por lo general los dispersantes
afectan a los organismos jóvenes, a sus huevos y larvas.
Si el ser humano está en contacto con los dispersantes éste puede causar
irritación estando en contacto con la piel y sí es prolongado puede causar
dermatitis y en la ingesta de cantidades significativas puede provocar
trastornos gastrointestinales
Los moluscos bivalvos no han desarrollado la capacidad de asimilar ni
eliminar los dispersantes, por lo que a pequeñas concentraciones de
dispersante en el agua, estos organismos se ven afectados seriamente.
Los cetáceos se ven afectados de forma indirecta al desaparecer su alimento,
que es el plancton. Las aves también son afectadas indirectamente por lo que
su alimento principal es el pez y si este está contaminado por el dispersante
también las afectaría (Nº 13; Van Leewen, 1990).
Un factor determinante en el efecto de un contaminante es el periodo de
exposición. Así, en función del tipo de exposición, se distinguen dos tipos de
efectos: efectos agudos, aquellos debidos a exposiciones de una elevada
concentración de compuesto durante un periodo de tiempo relativamente
corto, y efectos crónicos, aquellos generados por la exposición prolongada a
una baja concentración de un determinado compuesto.
Bajo este resumen el termino toxicidad se limita estrictamente a los efectos
tóxicos causados por los dispersantes en el medio acuático, es decir, hablamos
de toxicidad acuática. Quedan por tanto al margen los posibles efectos que se
pueden provocar en otras áreas, como son la irritación de la piel y la ingestión
accidental.
El método de aplicación en el mar depende del tipo de dispersante, el tamaño
y ubicación del derrame y la disponibilidad de embarcaciones o aeronaves
para el rociado de dispersante. Las embarcaciones utilizadas en el rociado de
dispersante pueden variar mucho en tamaño.
Los métodos de aplicación de los dispersantes son en botes para vertidos
pequeños, barcos para vertidos pequeños/medianos cerca de la costa,
helicópteros para vertidos pequeños/medianos lejos de la costa, aviones
grandes vertidos.
Los bioensayos son pruebas en las cuales un tejido vivo, organismo o
grupo de organismos son usados como agentes para determinar la potencia de
cualquier sustancia fisiológicamente activa o de actividad desconocida,
permitiendo comparar la toxicidad de diferentes compuestos y conocer la
sensibilidad de las diversas especies, para determinar los mecanismos de los
efectos de las sustancias ensayadas (Nº 14; Bellan, 1981).
Los organismos acuáticos generalmente tienen ciclos de vida y requerimientos
de cultivo y de manejo complejos, por lo que el conocimiento profundo de su
ecología es una tarea larga que frecuentemente requiere años de investigación.
Entre los grupos de organismos de prueba más empleados en estudios de
toxicidad se destacan los dafnidos, los peces, las algas y los celenterados.
Otros grupos como protozoos, rotíferos, copépodos, anélidos, insectos,
moluscos y crustáceos también han sido considerados como organismos de
prueba.
En este sentido los bioensayos de toxicidad permiten evaluar el grado de
afectación que una sustancia química tiene en organismos vivos y estos
pueden ser agudos o crónicos.
Las pruebas agudas cuantifican las concentraciones letales de un xenobiótico
a una especie en particular. El valor calculado se denomina concentración
letal media (CL50) y corresponde a la concentración de un xenobiótico que
causa la muerte al 50% de la población experimental al cabo de un tiempo
determinado. En contraste, las pruebas crónicas estiman la concentración –
efecto media (CE50) de la sustancia de prueba que causa un efecto al 50% de
la población experimental, al cabo de un tiempo determinado.
Organizaciones internacionales como ASTM, 1996; OECD, 1993;
ISO,1996; EC, 1992 y USEPA, 1994 han estandarizado metodologías para la
realización de estos bioensayos con distintos organismos, en donde además se
describen
métodos
de
cultivo,
condiciones
de
los
experimentos,
aplicabilidades y restricciones.
Los bioensayos de toxicidad con organismos vivos ambientales controlados
de laboratorio
son de gran ayuda para evaluar
riesgos ambientales
provocados por la acción de los vertimientos y desechos antropogénico en
los ambientes acuáticos (Nº 15; Van Leewen 1990) .
3.6 DETERMINACION
DISPERSANTES
DE
LA
TOXICIDAD
DE
LOS
La toxicología acuática estudia los posibles efectos adversos de
compuestos químicos y sus mezclas sobre organismos acuáticos en diferentes
niveles de organización, desde el subcelular y organismos individuales hasta
comunidades y ecosistemas.
La toxicología acuática se centra, básicamente, en aquellos efectos
agudos y crónicos considerados como adversos tales como mortalidad, efectos
sobre el crecimiento, reproducción, etc., así como de los procesos de
recuperación de la biota cuando la exposición cesa (Nº 16; Rand 1995).
Una relativamente reciente rama de la toxicología consiste en el estudio de la
relación entre los efectos tóxicos y la estructura molecular, y es conocida por
las siglas, y tiene como objetivo final tener una cierta capacidad de predicción
de efecto de los compuestos sobre los organismos en función de sus
propiedades estructurales.
Una prueba de toxicidad típica involucra un agente o estímulo (por
ejemplo, un pesticida, un metal pesado o una muestra ambiental con
contaminantes químicos), el cual se aplica a un organismo o grupo de
organismos (por ejemplo, un cultivo bacterial o de un alga, animales, o
plantas) sobre el que se evalúa una cierta respuesta preseleccionada.
La magnitud del estímulo o dosis puede medirse como un peso, un
volumen o una concentración.
Existe una gran gama de especies utilizadas en estos ensayos de toxicidad:
alevines de peces (trucha, gripis y cebra), micro crustáceos, algas y bacterias.
El pez cebra o Danio cebrado (Danio rerio o Brachydanio rerio) es un
ciprínido emparentado con las carpas y los barbos, originario del sudeste
asiático, de uso frecuente en acuarios así como para investigación científica.
Son peces alargados, fusiformes, con una única aleta dorsal, boca dirigida
hacia arriba y un par de finas barbillas que son difíciles de ver salvo que el
animal este parado. Alcanza 5 cm como talla máxima. Viven entre los 18 y los
29°C sin mayores complicaciones, aunque su ideal es de 24-28°C.
Partiendo de la base de que la magnitud o la frecuencia de la respuesta
dependerán de la dosis aplicada, las pruebas de toxicidad suelen diseñarse
utilizando distintas dosis. La información obtenida de este tipo de ensayos
permite la cuantificación de la relación entre las dos variables (dosis y
respuesta), caracterizando toxicológica o ecotoxicológicamente al compuesto.
Normalmente, las pruebas de toxicidad se diseñan para comparar o
estimar la potencia de un agente con relación a una preparación estándar o
control. Es importante destacar que la respuesta a una dosis en particular se
verá afectada en mayor o menor medida por factores no controlados durante el
experimento.
La selección del tipo de prueba a emplearse dependerá de los objetivos del
ensayo, la disponibilidad
de los recursos, los requerimientos de los
organismos de pruebas, las características de las sustancias a evaluar y de los
objetivos y alcances particulares del estudio.
Al elegir un ensayo de toxicidad se deben tener en cuenta los siguientes
elementos: los resultados deben ser relevantes a nivel ecológico y estar
relacionados con los sucesos ocurridos en el ecosistema objeto de estudio; el
ensayo y las variables a estudiar deben ser suficientemente sensibles para
identificar
el problema y distinguir
entre los distintos puntos
o sitios
considerados; las pruebas deben ser rápidas, reproducibles y respuesta al
control predecible; la metodología debe ser estándar; la variables a medir en
las pruebas deben
responder de manera similar a sustancias
químicas
parecidas.
Para generar información mas completa acerca del estudio toxicológico en el
ambiente es la determinación de parámetros físico-químicos de calidad de
agua, completados con la realización de bioensayos de laboratorio
o de
campo. Obteniendo una descripción de las condiciones del cuerpo de agua y
del impacto de las mismas sobre aspectos estructurales y dinámicos de de
terminadas poblaciones.
3.6.1 TIPOS DE BIENSAYOS
La evaluación de los efectos potenciales toxicológicos de compuestos en
organismos acuáticos, es decir, la concentración de un compuesto y el tiempo
de exposición necesario para producir un determinado efecto, se lleva a cabo
mediante ensayos de toxicidad acuática. En función del tipo de exposición al
que el organismo es sometida, distinguimos dos tipos de ensayos de toxicidad:
agudos, y crónicos.
I)
BIOENSAYOS AGUDOS
Los ensayos de toxicidad aguda están diseñados para determinar la
concentración de compuesto que produce efectos adversos en los organismos
expuestos durante un corto periodo de tiempo en un medio controlado. Los
criterios de efecto más utilizados en este tipo de ensayos son la mortalidad,
inmovilidad,
pérdida
de
equilibrio,
e
inhibición
del
crecimiento.
Generalmente, su duración suele estar comprendida entre las 24 y 96 horas,
aunque en algunos casos este periodo no está predeterminado.
Cuantifican
las concentraciones letales de una sustancia química a una
especie en particular. El valor calculado se denomina concentración letal
media (CL50), y representa la concentración que causa la muerte al 50% de
la población experimental, en un tiempo determinado. Existen tres tipos de
bioensayos agudos, a continuación se los clasifica:
 ESTÁTICO
Se efectúa sin la renovación continua del flujo constante de las diluciones
sometidas al ensayo (Nº 17; FAO, 1981).
 FLUJO CONTINUO
Circula continuamente una corriente de sustancia de prueba nueva en contacto
con los individuos experimentales. Se realizan con la renovación continua o
casi continua de las diluciones sometidas al ensayo, con el fin de mantener
casi constantes las concentraciones de las sustancias toxicas activas (Nº 18;
FAO, 1981).
II)
BIOENSAYOS CRÓNICOS.
Los ensayos de toxicidad crónica permiten evaluar los posibles efectos
adversos de compuestos bajo unas condiciones de exposición a largo plazo y
empleando concentraciones subletales.
En este tipo de ensayos, la respuesta tóxica observada puede ser el
resultado de los efectos directos del compuesto en cuestión, de una forma
alterada del compuesto, de una redistribución de los metabolitos en el
organismo, y/ó efectos en órganos diana, y en sistemas enzimáticos y
hormonales. Estiman las concentración efecto media (CE50), la cual es la
concentración de la sustancia de prueba que causa un efecto al 50% de la
población experimental, al cabo de un tiempo determinado; depende del
estado de vida considerado o del ciclo de vida del organismo empleado.
Alternativamente, un ensayo definitivo puede utilizarse para estimar el tiempo
requerido para producir un efecto al 50% de los organismos. Los
procedimientos de toxicidad subcrónica están diseñados generalmente para
evaluar los efectos adversos de compuestos administrados a organismos
durante repetidas exposiciones en una dosis diaria desde un periodo de varios
días hasta 3 ó 4 meses.
Son considerados ensayos de exposición prolongada y sus dosis de
efecto son inferiores a las empleadas en los ensayos de toxicidad aguda. El
periodo de estudio suele variar entre los 21 y 30 días, con un incremento en el
nivel de dosis al final del periodo y una prolongación del tratamiento por un
periodo adicional si los efectos son cuestionables.
TABLA 3.6.2 RANGOS DE TOXICIDAD
1 a 10 ppm
(Moderada Toxicidad)
11 a 30 ppm
(Mediana Toxicidad)
31 a 60 ppm
(Baja Toxicidad)
Elaborado por los autores
Fuente: Acta Oceanográfica de la Armada
3.6.3 PARÁMETROS AMBIENTALES
Al objeto de establecer las concentraciones admisibles para un determinado
organismo expuesto y comparar los efectos producidos en individuos
procedentes de diferentes niveles de organización, resulta necesario medir y
expresar la toxicidad de forma cuantitativa. Los valores generados en los
ensayos de toxicidad nos permite determinar la concentración más alta del
compuesto ensayado que no produce ningún efecto estadísticamente
significativo en organismos de ensayos en comparación con los organismos
control así como la concentración más baja a la que se observa un efecto
estadísticamente significativo.
La mayoría de los estudios de toxicidad van dirigidos a la obtención de
información para calcular el riesgo ambiental. La evaluación del riesgo
ambiental se basa en el cálculo de la concentración ambiental que no
produciría efecto alguno sobre la comunidad ecológica, la cual es obtenida a
partir de los parámetros ambientales de los correspondientes ensayos de
toxicidad.
3.6.4 ENSAYOS DE TOXICIDAD EN AGUA DE MAR
Son numerosos los ensayos de toxicidad que se han llevado a cabo con
diferentes organismos acuáticos marinos correspondientes a diferentes grupos
taxonómicos. Sin embargo, tan sólo un reducido número de estos ensayos han
sido desarrollados formalmente y considerados como ensayos normalizados
para incorporarlos a los procedimientos regulativos de las normativas o textos
legislativos.
La gran mayoría de los procedimientos de los ensayos de toxicidad en agua de
mar se limitan a una respuesta aguda o un ensayo a corto plazo no superior a 4
días, y generalmente utilizando como especies de ensayo a peces e
invertebrados para determinar la concentración letal media (LC50) o la
concentración efectiva media (EC50) del compuesto en cuestión. De hecho,
basándose en la limitada información que existe actualmente acerca del cultivo
en laboratorio, sobre los ciclos de vida, la dieta y las posibles enfermedades de
un gran número de las especies estudiadas en agua de mar, tan sólo un
pequeño número de estos ensayos podrían considerarse como estándares.
En la actualidad, también es posible encontrar una extensa bibliografía acerca
de
protocolos
de
ensayos
de
toxicidad
de
organismos
oficiales
gubernamentales y ambientales tales como USEPA (Agencia de Protección
Ambiental de los Estados Unidos), ECETOC
Ecotoxicología
y
Toxicología
de
Compuestos
(Centro Europeo de
Químicos),
(Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico), etc.
OCDE
CAPITULO IV
PARTE EXPERIMENTAL EVALUACION DE
LOS DISPERSANTES DE PETROLEO
4.1 SELECCIÓN DE LOS DISPERSANTES DE PETROLEO.
La parte experimental de nuestro proyecto parte con la selección de los
dispersantes de petróleo comercializados en el mercado ecuatoriano, los
escogidos fueron cinco dispersantes pero sólo se obtuvieron tres muestras de
estos productos, a los cuales se los ha identificado como dispersante A,
dispersante B, dispersante C.
Estos dispersantes tienen el permiso de comercialización de la Dirección
General de la Marina Mercante (DIGMER), todos ellos son elaborados en la
Costa, para no favorecer o perjudicar el nombre de las importantes
Compañías, se prefirió identificarlos empleando letras, como dispersante A,
dispersante B, dispersante C.
En la Tabla Nº 1, se dan las características técnicas de los dispersantes a
evaluar, en función de las fichas técnicas de cada uno de ellos.
DISPERSANTE “A”
DISPERSANTE “B”
DISPERSANTE C
Base acuosa con
Terpenos activos monocíclicos
Solventes
detergentes.
(Aceites de la piel de naranja).
(Limoneno).
Emulsificantes.
Solventes no tóxicos.
Surfactantes.
no
tóxicos.
Aceites esenciales naturales Surfactantes derivados de aceites Solvente natural a base
de cítricos.
vegetales.
de aceites cítricos.
Jabones derivados de la planta de
coco.
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: OBTENIDO DE LAS FICHAS TECNICAS DE CADA DISPERSANTE.
4.2 METODOLOGIA DE LA INVESTIGACION
Para evaluar las características de los dispersantes a los mismos se les
efectuaron pruebas que nos permitan determinar la eficacia, toxicidad y
biodegradabilidad; partiendo primero de la evaluación de los productos a
dispersar, como son un crudo de petróleo y el combustible diesel.
4.2.1 PROPIEDADES FISICO-QUIMICAS DE
DIESEL Y DISPERSANTES.
PETROLEO,
Los métodos utilizados para determinar de las propiedades físico-químicas del
petróleo, diesel y dispersantes fueron:
 Determinación de la gravedad específica y densidad del petróleo y sus
derivados por medio del hidrómetro bajo la norma ASTM D 1298,
INEN 684. Este método describe el procedimiento para la
determinación específica y de los grados API del petróleo crudo y de
los derivados por medio de un hidrómetro de vidrio los resultados se
determinan a 60 ºF o se convierten a esta temperatura por medio de las
tablas de corrección ASTM, IP.
 Punto de inflamación copa cerrada bajo la norma ASTM D 93. Este
método determina el punto de inflamación de productos derivados de
petróleo o del crudo propiamente dicho.
 Viscosidad cinemática bajo la norma ASTM D 445, INEN 810. Este
método determina la viscosidad cinemática de los productos líquidos de
petróleo tanto transparentes como opacos.
 Determinación del potencial de hidrogeno de los dispersantes.
4.2.2 MATERIALES Y EQUIPOS UTILIZADOS.
a) PRUEBA DE EFICACIA DE LOS DISPERSANTES.
MATERIALES Y EQUIPOS UTILIZADOS
1) Tres recipientes de plásticos
2) Tres pipetas de vidrio
3) Tres agitadores
4) Un vaso precipitado de 1 Lt
5) Un Termómetro
6) Medidor de SDT, marca Waterproof, rango de 0-2900 ppm.
SUSTANCIAS UTILIZADAS
1) Agua
2) Dispersantes A, B, C
3) Petróleo y diesel
b) PRUEBA DE TOXICIDAD DE LOS DISPERSANTES.
MATERIALES UTILIZADOS
1) Seis peceras
2) Seis bombas aireadoras
3) Seis mangueras.
4) Quinientos peces (pez cebra)
5) Un Termómetro
6) Una Bureta digital
7) Medidor de pH digital marca Mettler Toledo digital ,rango 0 - 14
8) Una Bureta manual
9) Dieciocho pipetas
10) Dieciocho fiolas
11) Un soporte universal con pinzas para bureta
12) Doce botellas para DBO, de cincuenta mililitro
13)
Medidor de SDT, marca Waterproof, rango de 0-2900 ppm.
SUSTANCIAS UTILIZADAS
1) Dispersantes A, B, C
2) Agua
3) Thiosulfato de sodio 0.1 N.
4) Sulfato manganeso
5) Almidón
6) Yodato de potasio
7) Ioduro alcalino
8) Acido sulfúrico.
9) Buffer pH 10.
10) Eriocromo negro T.
11) Carbonato de calcio
12) EDTA.
c) PRUEBA
DE
DISPERSANTES
BIODEGRADABILIDAD
MATERIAL
1) Tubos de digestión
2) Calentador de bloques, a 150º C
3) Bureta
4) Pipetas
5) Dosificador de agua destilada
6) Agitador magnético para mezclar completamente
SUSTANCIAS UTILIZADAS
1) Solución de digestión de dicromato potásico 0.1 N
2) Acido sulfúrico concentrado
3) Sulfato de mercurio
4) Sulfato de plata sobre ácido sulfúrico concentrado
5) Solución indicadora de ferroína
DE
LOS
6) Fenantrolina monohidrato
7) Sulfato ferroso heptahidrato
8) Solución de sulfato ferroso amónico 0.01 N
4.2.3 PRUEBA DE EFICACIA DE LOS DISPERSANTES.
Como parte de las pruebas de evaluación de un dispersante, se procede a su
mezcla mecánica con un hidrocarburo definido en condiciones corrientes,
inmediatamente se lleva a cabo la evaluación del grado de dispersión, a través,
de la medición del volumen del hidrocarburo dispersado y también el volumen
del dispersante usado para la dispersión de un volumen fijo de crudo o del
derivado del petróleo.
Estos métodos permiten establecer una clasificación relativa de los distintos
dispersantes para los hidrocarburos seleccionados en la prueba, esto a su vez
con la autoridad reguladora para seleccionar aquellos dispersantes que son más
eficaces para el control de derrames de hidrocarburos en aguas
jurisdiccionales. A través de la investigación, se busca definir en método de la
evaluación de los dispersantes empleados en el Ecuador.
PROCEDIMIENTO PARA LA DETERMINACION DE LA
EFICACIA.
Para llevar a cabo este ensayo se tomo referencia una prueba no normalizada
que se realiza en el laboratorio de la Refinería de La Libertad de
Petroindustrial, ya que no se puede establecer en la bibliografía otros métodos
para este fin.
El procedimiento desarrollado en esta investigación es el siguiente:
1. Ver que los recipientes para realizar la prueba sean los adecuados, de
preferencia que tengan para un volumen de 4 litros o más, y de base
redonda.
2. Llenar el recipiente con agua y dejar que el agua se estabilice por unos
segundos, se toma los parámetros como pH, temperatura, dureza, STD
(sólidos disueltos totales).
3. Tomar la muestra de petróleo/diesel (12ml, 24ml, 36ml, 48ml, 60ml,
72ml, 84ml, 96ml, 108ml, 120ml, 132ml) en el recipiente que contiene
el agua y pesarla en la balanza.
4. Esparcir el petróleo/diesel hasta que este cubra todo el recipiente y así
quede uniforme la mezcla.
5. Tomar el dispersante 0.05ml (1 gota), y adicionar al recipiente que
contiene la muestra de petróleo/diesel y observar hasta que el
dispersante haga dispersión.
REALIZACION DE LA PRUEBA DE EFICACIA
Las pruebas se las realizó en el laboratorio del Instituto Oceanográfico de la
Armada Nacional (INOCAR) de la ciudad de Guayaquil durante el mes de
septiembre del 2009.
Se utilizaron los dispersantes A, dispersante B, dispersante C cuya
presentación de cada uno de estos es en forma líquida de olores característicos
(esencias cítricas y/o solventes no tóxicas).
Para la respectiva prueba tuvimos que pesar el petróleo y el diesel en sus
valores establecidos además para poder observar mejor el diesel tuvimos que
colorearlo (rojo).
Se colocaron 4 litros de agua en los recipientes de plástico, luego en la balanza
se pesó el petróleo y diesel las cantidades establecidas y después de ya
colocada la muestra se procedió a poner el dispersante por gota, hasta que
estos dejen de dispersar con la primera gota aumentando volúmenes de
petróleo y diesel, pero con la misma cantidad de agua.
4.2.4 EVALUACION DE LA TOXICIDAD DE LOS DISPERSANTES.
Los bioensayos de toxicidad con agentes contaminantes en organismos vivos
bajo condiciones de laboratorio, se han incrementado en estos últimos tiempos
debido a la brevedad con que se obtiene la información sobre las dosis letales
y subletales (CL50) que afectan negativamente a los organismos vivos en los
ambientes marinos y estuarios.
El presente estudio se considera de carácter preliminar especialmente en lo
referente al cálculo de la concentración media letal (CL50), de esta manera se
evalúa el grado de toxicidad de los dispersantes de petróleo A, B, C
considerado como agente contaminante cuando se lo utiliza para dispersar
manchas de petróleo derramado en el mar.
Para efectuar este bioensayo se utilizaron normas ya establecidas por
Organismos encargados tales como la Dirección General de la Marina
Mercante (DIGMER), estos bioensayos se los realizó en el Instituto
Oceanográfico de la Armada del Ecuador (INOCAR) en el Departamento
Ciencias del Mar, Laboratorio de Oceanografía Química.
 PECES DEL ENSAYO
Los peces utilizados en el bioensayo fue el Danio rerio o Brachydanio rerio
con una edad de cuatro semanas, edad propicia para realizar esta clases de
bioensayos ya que a esta edad son mas sensibles relativamente a las sustancias
químicas, las especies preferidas son el pez cebra y la trucha. Los peces deben
gozar de buena salud y estar exentos de malformaciones visibles.
 METODO UTILIZADO
El método utilizado para la determinación de la toxicidad es el bioensayo
agudo de tipo estático. La toxicidad aguda es el efecto adverso, discernible,
inducido en un organismo como consecuencia de la exposición a una sustancia
dada durante un corto período de tiempo (días).
En el presente ensayo, la toxicidad aguda viene expresada como la
concentración letal media (CL50), es decir, la concentración que, en el agua,
causa la muerte del 50% de los peces de un lote sometido a ensayo durante un
período de exposición continuo que debe indicarse.
 PRINCIPIO DEL MÉTODO DE ENSAYO
Se exponen los peces a la sustancia o sustancias de ensayo añadidas al agua,
durante un período de 96 horas y en un intervalo de concentraciones
determinado. Se registra la mortalidad, como mínimo, cada 24 horas y se
calculan, si es posible, las concentraciones causantes de la muerte del 50% de
los peces (CL50) en cada período de observación.
 CUARENTENA
Los peces que se someten al ensayo deberán provenir preferentemente de un
solo lote, siendo todos los individuos de longitud y edad similares. Deben
mantenerse, durante 5 días, en las siguientes condiciones:
Concentración de oxígeno disuelto: al menos 60% del valor de saturación.
Alimentación: diariamente; la alimentación debe ser interrumpida 24 horas
antes de comenzar el ensayo, con el fin de evitar interferencia por los procesos
digestivos.
 MORTALIDAD
Se registrará la mortalidad después de un período inicial de 48 horas. Se
juzgará la calidad del lote según los siguientes criterios:
1) Mortalidad superior al 10% de la población en 7 días: se rechaza todo el
lote.
2) Mortalidad al cabo de 7 días comprendida entre el 5 y el 10% de la
población: se prolongará el período de observación 7 días más. Si no
aparecen nuevas mortalidades, se admite el lote, en caso contrario debe
rechazarse.
3) Mortalidad inferior al 5% de la población: se admite el lote.
 CONCENTRACIONES UTILIZADAS.
Para cada dispersante se utilizaron las siguientes concentraciones:
TABLA Nº 1 CONCENTRACIONES
DISPERSANTE “A”
DISPERSANTE “B”
DISPERSANTE “C”
Control
Control
Control
5.6 ppm
10 ppm
10 ppm
10 ppm
18 ppm
18 ppm
18 ppm
32 ppm
32 ppm
32 ppm
56 ppm
56 ppm
56 ppm
100 ppm
100 ppm
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: INSTITUTO OCEANOGRAFICO DE LA ARMADA NACIONAL (INOCAR)
 PREPARACION DE LA SOLUCION MADRE
Las soluciones madre a las concentraciones requeridas se preparan disolviendo
la sustancia (dispersante) en agua desionizada o en agua normal, las diluciones
son 1 ml de dispersante en 1000 ml de agua. Las concentraciones elegidas para
el ensayo se preparan mediante dilución de la solución madre.
PROCEDIMIENTO DEL ENSAYO
1) Tomar las 5 concentraciones establecidas para cada dispersante (Tabla
Nº 1, concentraciones) de la solución madre en sus diferentes
volúmenes en un matraz de 1000 ml y enrasarlo.
2) Poner las concentraciones diluidas en sus diferentes peceras.
3) Introducir los peces en cada pecera (10 peces por cada una).
4) Observar cada hora y de forma continua durante las 96 horas donde se
toma el registro del número de peces muertos.
5) A medida que exista mortalidad de los peces, se los retira
inmediatamente, ya que si se los mantiene en el agua estos
contaminarían aún más y perjudicaría el experimento de manera que
alteraría la mortalidad.
6) Tomar datos de temperatura, pH, oxigeno disuelto, dureza, STD
(sólidos disueltos totales).
DESCRIPCIÓN DEL MÉTODO
Las observaciones se las realizaron a las 24 horas, 48 horas, 72 horas y 96
horas de exposición, con el objeto de extraer y contabilizar los organismos
muertos, considerados de tal manera por la cesación de sus movimientos. Las
diluciones no fueron cambiadas pero si oxigenadas cada 24 horas durante un
minuto.
Los resultados obtenidos fueron analizados estadísticamente aplicando el
método de Bliss (1935-38) en Stora (1974), para determinar el CL50, el mismo
que se basa en la relación dosis-efecto. Este método tiene una variación lineal
de los Probits de mortalidad en función de los logaritmos de las
concentraciones;
además
minimiza
los
extremos
y
maximiza
las
concentraciones medias. Para éste efecto se realizan ciertas transformaciones
hasta llegar a una recta de regresión, considerada como información válida
estadísticamente.
Por ser esta la primera contribución aplicando este método bioestadístico, se
transcribe el método de Bliss, mediante el cual fueron obtenidos todos los
datos, de la siguiente manera:
1.- Convertir las concentraciones usadas a logaritmo.
2.- Convertir el número de animales muertos a porcentajes.
3.- Establecer los Probits empíricos de las tablas de Bliss, los mismos que
están en función del porcentaje de muertos.
4.- Graficar una curva provisional, para lo cual los Probits empíricos son
ploteados frente al logaritmo de las concentraciones, trazando una línea que
pase por estos puntos. Ya sea abajo o siguiendo el método de mínimos
cuadrados con la fórmula
y' = a + bx.
5.- Se estiman los Probits esperados a partir de la recta anterior y se obtienen
valores probables de Probits correspondientes a cada logaritmo de las
concentraciones, los mismos que pueden ser leídos directamente del gráfico o
a través de la ecuación del punto cuatro.
6.- Se calculan los Probits corregidos (Y), para establecer la curva de
mortalidad según las siguientes ecuaciones:
Q  1 

y   Y    q 
Z  Z

P

1
y   Y    p 
Z

Z
(Y + Q/Z), (Y - P/Z), (1/Z), son parámetros que se leen en las tablas de Bliss
de los probits esperados y que corresponden en el mismo orden a máximo
corregido, mínimo corregido y rango, además q y p representan proporción de
sobrevivencia
y
muertos
respectivamente,
expresados
en
valores
comprendidos entre cero y uno.
7.- Cada valor de los probits está ligado a un valor de peso que se estima por la
ecuación: W » N (Z2 / PQ), donde N es el número de animales en cada
concentración.
8.- Se calcula la curva de mortalidad con los logaritmos de las concentraciones
(X), los probits corregidos (Y), y los coeficientes de ponderación (W), según:
Y  y  b( X  x)
  ( wxy )  y  ( wx ) 

b
  ( wx 2 )  x  ( wx ) 


 ( wy ) 
 ( w ) 
  ( wx ) 

 
  (w) 



y 


x
X  x
1
(Y  y )
b
Donde Y es un valor obtenido de las tablas de Bliss para los porcentajes de
muertos. Así, CL50 se lee 50%.
9. El cálculo de la linealidad entre los valores observados y la curva de
mortalidad se determina por medio del análisis del chi2 (x2) según la
ecuación:
x2 
 (wy
2
 
)  y  ( wy )  b  ( wxy )  y  ( wx )

Con n - 2 grados de libertad y 95% de confianza leídos en las tablas de
Pearson n será el número de concentraciones usadas.
Si el valor dado en la tabla de Pearson es más alto que los valores calculados
para un límite de confianza del 95% podemos estar seguros de la linealidad de
la curva y la homogeneidad de la población.
10. El valor de la varianza y la desviación son obtenidos mediante la ecuación:
1
v(log CL50  2
(b)
1
(Y  y) 2
1 

 

 b  (wxy)  y  (wx)  (w) 

Desviación estándar  anti log 2 vlog CL 
50

El valor de la CL50 será: CL50 ± 2.0
REALIZACION DE LA PRUEBA TOXICIDAD
Las pruebas se realizaron en el Laboratorio del Instituto Oceanográfico de la
Armada Nacional (INOCAR) de la ciudad de Guayaquil durante los meses de
septiembre y octubre del presente año.
Se utilizaron los dispersantes A, dispersante B, dispersante C cuya
presentación de cada uno de estos es en forma líquida de olores característicos
(esencias cítricas y/o solventes).
Los peces fueron cebra común (Danio rerio o Brachydanio rerio) de cuatro
semanas de vida de una longitud promedio de 2.0 cm, fueron previamente
aclimatados y alimentados con balanceado de proteínas al 28% de proteínas
durante 5 días en condiciones de laboratorio.
Se realizó una prueba de tanteo en la que se utilizaron cinco concentraciones
de cada dispersante con sus respectivas replicas y un control para determinar
el 50% de organismos muertos.
En la prueba definitiva se realizaron cinco concentraciones de los dispersantes
con sus respectivas replicas y un control. En ambas pruebas cada recipiente
contenía 4000ml de solución con cada dispersante en la que se introdujeron:
10 organismos en la primera prueba y 10 organismos en la segunda prueba.
Las observaciones se realizaron cada hora y de forma continua durante las 96
horas, donde se tomó registro del número de cebras común muertos. También
se tomaron datos de temperatura (ºC) y oxigeno disuelto (mg/l). El análisis de
los resultados se realizo por medio del método bioestadístico de Bliss para
determinar el CL50.
4.2.5 BIODEGRADABILIDAD
TABLA Nº 1 CANTIDADES DE MUESTRA Y REACTIVOS PARA VARIOS.
Vaso de digestión.
Muestra.
Solución de digestión
Reactivo H2SO4
Volumen Total
(ml).
(ml).
final. (ml)
Tubos de cultura:
16x100 mm
2.5
1.5
3.5
7.5
20x150 mm
5.0
3.0
7.0
15.0
25x150 mm
10.0
6.0
14.0
30.0
Ampollas estandard
2.5
1.5
3.5
7.5
de 10 ml
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: STANDARD METHODS
PRINCIPIO
La mayor parte de la materia orgánica resulta oxidada por una mezcla a
ebullición de los ácidos crómicos y sulfúricos.
Se somete a reflujo una muestra en una solución acida fuerte con un exceso
conocido de dicromato de potasio (K2Cr2O7). Después de la digestión el
K2Cr2O7 no reducido que quede se determina con sulfato de amonio ferroso
para determinar la cantidad de K2Cr2O7 consumido y calcular la materia
orgánica oxidable en términos de equivalentes de oxigeno.
Manténganse constante las proporciones de pesos de reactivos, de volúmenes
y de concentraciones cuando se utilicen volúmenes de muestra distinta de 50
ml. El tiempo estándar de reflujo de dos horas puede reducirse y se ha
demostrado que un periodo mas corto produce los mismos resultados.
 REACTIVOS
1) Solución de digestión de dicromato potásico 0.1 N: Añadir a 500 ml de
agua destilada 4.913 g de dicromato previamente desecado, 167 ml de
sulfúrico concentrado y 33.3 g de sulfato de mercurio
2) Disuélvase, enfríese a temperatura ambiente y dilúyase hasta 1000 ml.
3) Reactivo ácido sulfúrico: Añádase sulfato de plata sobre ácido sulfúrico
concentrado, en la relación de 5.3 g de sulfato de plata en 500 ml de
H2SO4.
4) Solución indicadora de ferroína: Disuélvanse 1.485 g de 1, 10 Fenantrolina monohidrato y 695 mg de sulfato ferroso heptahidrato en
agua destilada y dilúyase hasta 100 ml.
5) Solución de sulfato ferroso amónico para titulación 0.01 N:
Disuélvanse 3.9 g de sulfato ferroso amónico hexahidratado en agua
destilada. Añádanse 2 ml de sulfúrico concentrado. Enfríese y dilúyase
hasta 1000 ml. Estandarícese la solución a diario frente a la solución de
digestión.
 MATERIALES
1. Vasos de digestión: Preferiblemente, utilícense tubos de cultivo de
borosilicato, de 16x 100 mm, 20x 150 mm o 25x 150 mm, con tapones
de rosca forrados con TFE. De forma alternativa, utilícense ampollas de
borosilicato, capacidad 10 ml, 19 a 20 mm de diámetro.
2. Bloque de calentamiento: Aluminio fundido, 45 a 50 mm de
profundidad, con agujeros ajustados al tamaño de los tubos de
cultivo o ampollas.
3. Horno calentador de bloque, que funcione a 150 ± 2ºC. Nota: El
grave deterioro causado a la mayoría de los cierres de los tubos de
cultivos durante la digestión en el horno introduce una fuente potencial
de contaminación y aumenta la probabilidad de escapes. Utilícese un
horno para la digestión del tubo de cultivo solo cuando se haya
determinado que la exposición durante 2 horas a 150 ºC no dañara el
tapón.
4. Sellador de la ampolla: Utilícese solo un sellador mecánico para
asegurar un cierre fuerte y consistente.
PROCEDIMIENTO
Lávense los tubos de cultivo y los tapones con H2SO4 al 20 por 100 antes de
usarlos por primera vez para evitar la contaminación. Consúltese la tabla 5220
I para los volúmenes adecuados de reactivos y muestras. Colóquese la muestra
en el tubo de cultivo o en la ampolla y añádase la solución de digestión.
Viértase con cuidado el acido sulfúrico en el vaso, de forma que se cree una
capa de acido debajo de la capa de la solución de digestión de la muestra.
Apriétese bien el tapón de los tubos o ciérrense bien las ampollas, e inviértase
varias veces cada uno de ellos para mezclar completamente. Precaución:
Utilícense mascarillas en la cara y protéjanse las manos del calor producido
cuando se mezcla el contenido del vaso. Mézclese por completo antes de
aplicar calor para evitar el calentamiento local del fondo del vaso y una
posible reacción explosiva.
Colóquense los tubos o las ampollas en un digestor de bloque o en un horno
precalentado a 150ºC y sométase a reflujo durante 2 horas. Enfríese a
temperatura ambiente y colóquense los vasos en la rejilla de tubos de ensayo.
Quítense los tapones de los tubos de cultivo y añádase una varilla de agitación
magnética cubierta de TFE. Si se han utilizado ampollas, pásese el contenido a
un envase más grande para titulación. Añádase de 0.05 a 0.10 ml (1 a 2 gotas)
de indicador de ferrina y agítese rápidamente en un agitador magnético
mientras se titula con SAF (Sulfato ferroso de Amonio) 0.10M. El punto final
es un marcado cambio de color de azul verdoso al marrón rojizo, aunque el
azul verdoso puede volver á aparecer en pocos minutos. De la misma forma
sométase a reflujo y titúlese un blanco que contenga los reactivos y un
volumen de agua destilada igual al de la muestra.
LABORATORIO
RESPONSABLE
DE
PRUEBA
DE
BIODEGRADABILIDAD
Esta prueba la realizó el Dr. Oscar Luzuriaga en el Laboratorio LABOLAB
S.A certificado por el Organismo de Acreditación Ecuatoriano (OAE) en la
ciudad de Quito en el mes de Octubre del presente año.
Los dispersantes fueron A, B, C, se envió una muestra de cada uno para dicho
análisis, las muestras fueron enviadas a través de UNITRANSA al laboratorio
LABOLAB S.A el que nos envió los resultados por medio de Servientrega en
el mes de noviembre del 2009, cuyos certificados se reportaron en el anexo
correspondiente.
4.3
EVALUACION GLOBAL DE LOS DISPERSANTES DE
PETROLEO.
Con la finalidad de realizar una evaluación global de los dispersantes
considerando las pruebas particulares de eficacia, toxicidad y
biodegradabilidad, se llevo a cabo una valorización considerando cada
parámetro y otorgando un puntaje de 100 a la suma de los tres
parámetros.
Los valores asignados en las valorizaciones fueron:
VALORIZACION EFICACIA TOXICIDAD BIODEGRADABILIDAD TOTAL
1
40
30
30
100
2
35
35
30
100
ELABORADO POR LOS AUTORES
CAPITULO V
RESULTADOS Y EVALUACION DE
LOS RESULTADOS
5.1. RESULTADOS
5.1.1 EVALUACION DE LAS PROPIEDADES FISICOQUIMICAS DE LOS DISPERSANTES, PETRÓLEO Y DIESEL
Analizando las muestras de petróleo y diesel en el laboratorio se lograron
obtener los resultados detallados en la Tabla Nº 1. Las propiedades físicoquímicas de los dispersantes se las obtuvieron de las fichas técnicas de cada
producto detallado en la Tabla Nº 2.
TABLA Nº 1 PROPIEDADES
PETROLEO Y DIESEL
PROPIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS
Viscosidad
Densidad
Punto de inflamación
Color
Olor
Aspecto
FISICO-QUIMICAS
PETRÓLEO
32.7 CSt
0.94g/l
47 ºC
Negro
Hidrocarburo
Líquido
DEL
DIESEL
6.74 CSt
0.83706g/l
62ºC
Ámbar
Hidrocarburo
Líquido
ELABORADO POR LOS AUTORES
TABLA Nº 2 PROPIEDADES FISICO-QUIMICAS DE LOS
DISPERSANTES
PROPIEDADES
FISICO QUIMICAS
Viscosidad
Gravedad especifica
Punto de inflamación
Color
Olor
Aspecto
pH
DISPERSANTE
A
1.0-1.02
Incoloro
cítrico
Liquido
6.5 a 7.2
DISPERSANTE
B
0.970 (±0,10)
Amarillo naranja
cítricos
Liquido
6.5 (±1)
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: OBTENIDO DE LAS FICHAS TECNICAS DE CADA DISPERSANTE.
DISPERSANTE
C
0.8
73ºC
Ámbar
Hidrocarburo
Liquido
No disponible
5.1.2 PRUEBAS REALIZADAS A LOS DISPERSANTES DE
PETROLEO
Las pruebas realizadas durante la evaluación de los dispersantes fueron
eficacia, toxicidad y biodegradabilidad, con los resultados obtenidos de cada
dispersante daremos a saber cuál es el más adecuado para el uso frente a un
derrame de hidrocarburos sea en mar, ríos, esteros, etc.
I)
EFICACIA
Empleando un volumen de dispersante de 0.05ml se logró la dispersión que se
narra en los siguientes cuadros:
a) PETROLEO
TABLA Nº 1 RESULTADOS DE DISPERSION CON PETROLEO.
DISPERSANTE
A
B
C
DISPERSANTE
UTILIZADO
(ml)
0.05
0.05
0.05
VOLUMEN
AGUA
(l)
4
4
4
MUETRA DE
PETROLEO
DISPERSADO
(ml)
ESPESOR
DE LA
PELICULA
(PETROLEO)
ALTURA
DE LA
PELICULA
(PETROLEO)
60
36
24
2.1
2.8
3.9
0.6
1.9
2.5
ELABORADO POR LOS AUTORES
b) DIESEL
TABLA Nº 2 RESULTADOS DE DISPERSION CON DIESEL.
DISPERSANTES
A
B
C
DISPERSANTE
UTILIZADO
(ml)
0.05
0.05
0.05
ELABORADO POR LOS AUTORES
VOLUMEN
AGUA
(l)
4
4
4
MUETRA
DE DIESEL
(ml)
ESPESOR DE
LA
PELICULA
(DIESEL)
ALTURA
DE LA
PELICULA
(DIESEL)
120
108
72
2.7
2.9
3.5
1.5
1.6
1.7
DISPERSADO
c) VOLUMEN CALCULADO PARA PETRÓLEO Y DIESEL.
Tabla Nº 3 Volumen calculado para una dispersión optima de 60 ml
de crudo.
Dispersantes Dispersante
Volumen
requerido
ml
ml
A
0.05
60
% de
volumen
adicional
0
l Crudo
disp./1 l
dispersante
1200
B
0.083
60
66
722
C
0.125
60
150
480
ELABORADO POR LOS AUTORES
Tabla Nº 4 Volumen calculado para una dispersión optima de 120
ml de diesel.
Dispersantes Dispersante
Volumen
requerido
ml
ml
A
0.05
120
% de
volumen
adicional
0
l Diesel
disp./1l
dispersante
2400
B
0.055
120
10
2181.81
C
0.083
120
66
1445.78
Volumen dispersado Vs ºAPI x Viscosidad
140
Volumen dispersado
120
100
80
60
40
20
0
0
200
400
ºAPI x Viscosidad
Dispersante A
600
800
1000
Volumen dispersado Vs ºAPI X Viscosidad
Volumen Dispersado
120
100
80
60
40
20
0
0
200
400
600
800
1000
ºAPI x Viscosidad
DISPERSANTE B
Volumen dispersado Vs ºAPI x Viscosidad
80
VOLUMEN DISPERSADO
70
60
50
40
30
20
10
0
0
200
400
600
ºApi x Viscosidad
DISPERSANTE C
800
1000
II)
TOXICIDAD
Se determinó el grado de toxicidad en los dispersantes A, B, C, mediante el
uso del pez Danio Rerio (pez cebra), a través del método bioestadístico de
Bliss.
TABLA Nº 5 RESULTADOS DE LA CL50.
DISPERSANTES
CL50
A
20.57 ± 1.61 ppm
RANGO DE TOXICIDAD
TABLA Nº3.6.2
MEDIANA TOXICIDAD
B
25.61± 1.58 ppm
MEDIANA TOXICIDAD
C
31.94 ± 1.57 ppm
BAJA TOXICIDAD
ELABORADO POR LOS AUTORES
Calculo de Mortalidad (CL50) con el Pez Danio Rerio (pez
cebra) para el dispersante "A".
CONCENTRACION (PPM)
70
60
50
40
30
Series1
20
Exponencial
(Series1)
10
0
0
20
40
60
80
% DE MORTALIDAD
100
120
Calculo de Mortalidad (CL50) con el Pez Danio Rerio (pez cebra) para el
dispersante "B".
CONCENTRACION PPM
120
100
Series1
80
Exponencial
(Series1)
60
40
20
0
0
50
100
150
% DE MORTALIDAD
Calculo de Mortalidad (CL50) con el Pez Danio Rerio (pez cebra) para el
dispersante "C".
120
CONCENTRACION PPM
100
Series1
80
Exponencial
(Series1)
60
40
20
0
0
20
40
60
% DE MORTALIDAD
80
100
III) BIODEGRADABILIDAD.
TABLA Nº 6 RESULTADOS DE BIODEGRADACION DE
LOS DISPERSANTES DE LA DQO.
DISPERSANTE
DEGRADACION DEGRADACION DEGRADACION COMUNIDAD
AL SEXTO DIA
AL
SEPTIMO AL
DIA
OCTAVO ECONOMICA
EUROPEA
80% Mínimo
de degradación
al día 28.
DIA
A
-
96%
-
B
-
-
93%
C
97%
-
-
ELABORADO POR LOS AUTORES
METODO TITULOMETRICO, REFLUJO CERRADO.
LABORATORIO LABOLAB S.A
VARIACION DQO (mg/l)
450
400
350
DQO
300
250
200
150
100
50
0
0
2
4
DIAS
DISPERSANTE A
6
8
VARIACION DQO (mg/l)
450
400
350
DQO (mg/l)
300
250
200
150
100
50
0
0
2
4
6
8
10
DIAS
DISPERSANTE B
VARIACION DQO (mg/l)
350
300
250
DQO (mg/l)
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
DIAS
DISPERSANTE C
5
6
7
VALORIZACION GLOBAL DE LOS DISPERSANTES
En las siguientes tablas se reportan las valorizaciones de los dispersantes
en función de los porcentajes asignados a cada parámetro
VALORIZACION # 1
DISPERSANTES
EFICACIA
TOXICIDAD
(%)
BIODEGRADABILIDAD
(%)
TOTAL
(%)
PETROL. DIESEL.
(%)
(%)
A
20
20
19
30
89
B
12
18
24
29
83
C
8
12
30
30
80
TOXICIDAD
(%)
BIODEGRADABILIDAD
(%)
TOTAL
(%)
ELABORADO POR LOS AUTORES
VALORIZACION # 2
DISPERSANTES
EFICACIA
PETROL. DIESEL.
(%)
(%)
A
17.5
17.5
22.54
30
87.54
B
10.5
15.75
28.06
29
83.31
C
7
10.5
35
30
82.5
ELABORADO POR LOS AUTORES
5.2 EVALUACION DE LOS RESULTADOS
5.2.1 EVALUACION DE EFICACIA DE LOS DISPERSANTES.
Evaluando los resultados obtenidos de las pruebas de eficacia de los
dispersantes, se pudo observar que el dispersante “A” tuvo una dispersión
excelente con un volumen de 0.05 ml de dispersante en un volumen de 60 ml
de muestra de petróleo, entonces llegando a una comparación entre los
dispersantes deducimos que el dispersante “A” fue el mejor ya que
rigiéndonos a valores obtenidos (Anexo, Tabla 1 de Eficacia), el dispersante
“B” obtuvo una dispersión con 0.05 ml en un volumen de 36 ml de muestra de
petróleo (Anexo, Tabla 2 de Eficacia) y el dispersante “C” tuvo una dispersión
con 0.05 ml en un volumen de 24 ml de muestra de petróleo (Anexo, Tabla 3
de Eficacia).
Además se realizó otra prueba con diesel, y constatamos que el dispersante
“A” dispersó con 0.05 ml en un volumen de 120 ml de muestra de diesel
(Anexo, Tabla 4 de Eficacia) , lo que se comprobó que el dispersante “A” fue
el mejor ya que en comparación con los de valores del dispersante “B” que
obtuvo una dispersión con 0.05 ml en un volumen de 108 ml de la muestra de
diesel (Anexo, Tabla 5 de Eficacia), y el dispersante “C” que obtuvo una
dispersión con 0.05 ml en un volumen de 72 ml de muestra de diesel (Anexo,
Tabla 6 de Eficacia).
Nota: el volumen utilizado para el diesel fue mayor debido a la viscosidad ya
que petróleo tiene una viscosidad mayor que la del diesel.
5.2.2 EVALUACION DE LA TOXICIDAD DE LOS DISPERSANTES.
Los valores obtenidos en las pruebas de toxicidad para hallar la concentración
letal media CL50 a las 96 horas de los dispersantes A, B, C con peces, son
valores útiles para determinar la toxicidad aguda de estos en condiciones de
laboratorio, los resultados nos ayudan a tener una idea clara y segura de los
dispersantes para ambientes acuáticos.
Las concentración letal media del dispersante A = 20.57 ± 1.61 ppm (mediana
toxicidad) (Anexo, Tabla 1 de Toxicidad), el dispersante B = 25.60 ± 1.58
ppm (mediana toxicidad) (Anexo, Tabla 2 de Toxicidad), y el dispersante C =
31.94 ± 1.57
(baja toxicidad) (Anexo, Tabla 3 de Toxicidad), estas
concentraciones aparecen como mediana y de baja toxicidad a las 96 horas
bien pueden ser toxicas en un tiempo mayor de exposición, debido
posiblemente a la bioacumulación de ciertas sustancias y de compuestos.
5.2.3 EVALUACION DE LA BIODEGRADABILIDAD DE LOS
DISPERSANTE DE PETROLEO.
Al evaluar la biodegradabilidad de los dispersantes de petróleo de acuerdo al
resultado obtenido logramos demostrar que los tres dispersantes son
biodegradables, como lo dice la Comunidad Económica Europea (CEE). El
valor del dispersante “A” fue de 96% de degradación al séptimo día de ensayo,
el dispersante “B” fue de 93% de degradación al octavo día y el dispersante
“C” fue de 97% de degradación al sexto día.
CAPITULO VI
CONCLUSIONES Y
RECOMENDACIONES
6.1 CONCLUSIONES
 En las pruebas de eficacia los resultados que obtuvimos con petróleo y
diesel observamos que el dispersante “A” fue el mejor que los
dispersantes “B” y “C” de acuerdo a los resultados obtenidos.
 En cuanto a la eficacia, el procedimiento del ensayo es una propuesta
de los autores, para que sea considerado como una ayuda o base para el
establecimiento de una norma Ecuatoriana para la evaluación de los
dispersantes.
 Los hidrocarburos mas pesados requieren
mayor volumen
de
dispersante.
 El dispersante C es el que tiene mas baja toxicidad para el medio
acuático y su entorno debido a que su concentración letal medio CL50
es de 31.94 ± 1.57ppm.
 De acuerdo al Método Bioestadístico de Bliss el dispersante C es el de
mas baja toxicidad seguido del dispersante B y A.
 Las concentraciones utilizadas en las pruebas de toxicidad, establecidas
por los Organismos correspondientes tales como la EPA, USEPA,
UNEP demostraron que el dispersante “A” tuvo una mediana toxicidad,
el dispersante “B” tuvo una mediana toxicidad, y es dispersante “C”
tuvo una baja toxicidad.
 Los bioensayos permiten conocer el efecto que producen las sustancias
químicas sobre los organismos vivos.
 Los parámetros utilizados en el bioensayo de toxicidad fueron
temperatura, dureza del agua, oxigeno disuelto, sólidos disueltos
totales, pH, la cual los resultados fueron aceptables ya que no
interfirieron en los resultados finales, de acuerdo con los Organismos
que están encargados de la aprobación de rangos de parámetros de
pruebas de laboratorio.
 Al evaluar los tres dispersante A, B, C, por el Método Titulométrico
reflujo cerrado se demostró que estos dispersantes son biodegradables,
entrando en el rango que es aprobado por la Directiva 73/404/
Comunidad Económica Europea.
 El método Titulométrico reflujo cerrado representa la mejor
herramienta para la obtención de resultados de biodegradabilidad de
manera más rápida comparada con el método de reflujo abierto o de
titulación.
 Se ponderó la evaluación global de los dispersantes asignándole
puntajes a cada prueba con valores arbitrarios y se llego a la conclusión
que el dispersante “A” es el mejor seguido del dispersante “B” y el
dispersante “C”.
6.2 RECOMENDACIONES
 Se debe tener en cuenta que al realizar las pruebas de eficacia los
dispersantes a analizar tengan fecha actualizada de fabricación.
 Ocurrido un derrame de hidrocarburos se debe actuar inmediatamente,
ya que el hidrocarburo expuesto a más 24 horas con el ambiente pierde
sus propiedades, y por ende se complicaría al dispersar, debido a que el
dispersante ya no actúa con la misma efectividad.
 Que el INEN debería establecer normas para los ensayos de eficacia
para los dispersantes de petróleo ya que este ensayo es muy importante
y primordial para ponerlo en práctica frente a un derrame de
hidrocarburos.
 Cuando un dispersante tiene una toxicidad muy alta, solo lo deben
tratar personas expertas en la materia debido a sus consecuencias y
poner en práctica la seguridad industrial, colocarse mascarillas, guantes
para manipular los dispersantes.
 Este estudio de toxicidad a los dispersante de petróleo amerita la
realización de otro proyecto de tesis con diferentes organismos tales
como fitoplancton, bacterias luminiscentes, larvas de camarón etc.
 Todos los peces únicamente se los debe alimentar en la cuarentena y
suspender un día antes del empezar el bioensayo, ya que este alteraría
su metabolismo.
 Al realizar bioensayos es recomendable seleccionar las especies en
etapas juveniles ya que éstos son los organismos más afectados al
momento de la introducción de sustancias antropogénicas al medio.
 Para la realización de estudios comparativos se recomienda realizar el
ensayo de toxicidad, empleando el mismo tipo de organismo.
 La Dirección General de la Marina Mercante (DIGMER), debería
considerar para otorgar el permiso de comercialización a las empresas
que fabrican dispersantes de petróleo biodegradables y baja toxicidad.
 Recomendamos el uso de dispersantes de petróleo biodegradables y que
tengan una baja toxicidad.
CAPITULO VII
BIBLIOGRAFÍA
REFERENCIAS
Andree, H y Middelhauve, B (1991). Possibilities of the use of
alkylpolyglucosides in detergents and cleaning liquids. Tenside Surfactants
Detergents 28(6) 413-418.
Ballarin, B., Cecchi, F. y Marcomini, A. (1989). Ocurrence of aromatic
surfactants and their persistent metabolities In Italian sewage sludges and
compost. Estratto da Ingegneria sanitaria: 16-22.
Bellan, G., 1981. Manual of methods in acuatic environment Research. Part 7
Selected Bioassay for the Mediterranean (Test used by FAO (GFCM)/UNEF.
JOINT Coordinates Proyect on Pollution in the Mediterranean Fish. Tech Pap,
(208) 31.
Brambilla, A.M.; Calvosa, L.; Monteverdi, A.; Polesello, S.; Rindone, B
(1993). Ozone oxidation of polyethoxilated alcohols water Research 27(8):
1313-1322.
EPA, 1991. Evaluation of Dredged Material Proposed for Ocean Disposal
(Testin Manual). Enviromental Protection Agency. Departament of the Army.
Washington, DC. EPA Contract Nº 68-C8-0105: 1-53.
Emilio León Hoffman, Consideraciones ambientales para el uso de
dispersantes en operaciones de control de la contaminación por hidrocarburos.,
www.revistamarina.cl/revistas/1998/6/leon.pdf
FAO, 1981. Manual de métodos de investigación
del medio ambiente
acuático. Parte 4a. Bases para la elección de ensayos biológicos para
evaluar la contaminación marina. FAO, Doc. Tec. PESCA. (164):34.
FAO, IAEA, 1989. - Comparative toxicity test of water-accommodated
fractions of oils and oil dispersants to marine organisms. Reference methods
for marine pollution studies Nº. 45. United National Enviroment Programme:
21p.
Hedreul, C. y Frens, G. (2001). Foam stability. Colloids and Surfaces A.
Physicochemical and Engineering Aspect 186(1-2): 73-82.
Hill, K., Von Rybinski, W. y Stoll, G. (1997). Alkyl Polyglucosides:
Technology, Properties and Application Verlag Chemi. Alemania.
Jonkers, N., Laane, R., de Graff, C y de Voogt, P (2005). Fate modelling of
nonylphenol ethoxylates and their metabolities in the Dutch Scheldt and Rhine
estuaries; validation with new field data. Estuarine, 62(1-2): 141-160.
Manzano, M. A., Perales, J. A. Sales , D. y Quiraga , J.M (1999).The effect of
temperature on the biodegradation of a nonylphenol polyethoxylate in river
water .Water research 33 (11): 2593-2600.
Oil spill response and safety 1999, Determinación de la toxicidad en
dispersantes de petróleo. Cartas Oceanográficas del Pacifico Vol. 12; 20032004.
Perales 2001, Biodegradación y toxicidad de los tensoactivos comerciales.,
Universidad de Granada.
Pearson, E. y H. Hartley, 1958. Biometrika tables for statisticians. 1 London,
Cambridge University Press, 2nd. Ed: 240p.
Raymond A. M (1996). The global Outlook for surfactants from a U.S.
perspective. 4th. World surfactants Congress: 1, 21-32.
Van Leewen, K., 1990. Ecotoxicological effects assessment in the Netherland:
recent Development enviromental Managament 14(6).
Rand, G. M., 1995. Fundamentals of aquatic toxicology effects, Enviromental
Fate and Risk Assessment. Taylor and population density. Appl Environ
Microbial 47, 1299-1306.
Ramirez, A. 199.- Pruebas de toxicidad. Ecología aplicada. Diseño y análisis
estadístico. Fundación Universidad de Bogotá Santa Fe de Bogotá. Editorial
Alfonso Velasco Rojas. Capitulo 9: 239-258.
Villamar, F.A. 1990. Bioensayo para calcular el CL50 del dispersante de
petróleo BP 1100 con larvas de camarón Penaeus vannamei. Acta
Oceanográfica de l Pacifico. INOCAR, Ecuador 6 (1): 73-78.
Villamar, F. A. 1996. Bioensayo de toxicidad (CL50) del dispersante de
petróleo bp 1100 con fitoplancton marino (Tetraselmis sp.). Acta
Oceanográfica del Pacifico. INOCAR, Ecuador 8(1): 67-73.
TOXICIDAD
TABLA 1. RESULTADOS DE LA PRUEBA DE TOXICIDAD (CL50) DEL DISPERSANTE DE PETROLEO “A”.
Método Utilizado. Se aplica el método bioestadístico de Bliss para el análisis de los resultados obtenidos de toxicidad (CL50) con
organismos vivos, pez cebra (Danio rerio).
Concentración
Inicio
Control
(ppm)
Supervivencia
% Supervivencia
Mortalidad
% Mortalidad
Logaritmo
96 Hr
Probabilidad
Empírica
5,6
10
10
9
90%
1
10%
0,74
3,718
10
10
10
8
80%
2
20%
1,00
4,158
18
10
10
6
60%
4
40%
1,25
4,747
32
10
10
3
30%
7
70%
1,50
5,524
56
10
10
0
0%
10
100%
1,74
8,09
Probabilidad
Esperada
Probabilidad
corregida
X
Y
W
WX
WY
WXY
WX²
WY²
3,63
3,7250
0,7400
3,7250
3,1217
2,3101
11,6283
8,6050
1,7094
43,3155
4,25
4,2425
1,0000
4,2425
5,1710
5,1710
21,9380
21,9380
5,1710
93,0718
4,48
4,7441
1,2500
4,7441
6,3016
7,8770
29,8954
37,3693
9,8462
141,8269
5,43
5,5222
1,5000
5,5222
5,9465
8,9198
32,8378
49,2566
13,3796
181,3367
24,2779
96,2995
117,1689
30,1062
Sumatoria
x = 1.1819
y = 4.6882
b = 2.3728
X² = 0.1314
20,5408
log CL 50 = 1.3133
V(log CL 50) = 0.0108194
Ecuación de la curva de mortalidad : Y = 4.6882 + 2.372807 (X - 1.1819)
ELABORADO POR LOS AUTORES
CL50 = 20,57 PPM
SD = 1,61
459,5509
TABLA 2. RESULTADOS DE LA PRUEBA DE TOXICIDAD (CL50) DEL DISPERSANTE DE PETROLEO “B”.
Método Utilizado. Se aplica el método bioestadístico de Bliss para el análisis de los resultados obtenidos de toxicidad (CL50) con
organismos vivos, pez cebra (Danio rerio).
Concentración
Inicio
(ppm)
Control
Supervivencia
% Supervivencia
Mortalidad
% Mortalidad
Logaritmo
96 Hr
Probabilidad
Empírica
10
10
10
8
80%
2
20%
1.00
4.158
18
10
10
6
60%
4
40%
1.25
4.476
32
10
10
5
50%
5
50%
1.50
5.000
56
10
10
2
20%
8
80%
1.74
5.524
100
10
10
0
0%
10
100%
2.00
…..
Probabilidad
Esperada
Probabilidad
corregida
X
Y
W
WX
WY
WXY
WX²
4.09
4.1607
1.0000
4.1607
4.6812
4.6812
19.4771
19.4771
4.6812
81.0382
4.56
4.7540
1.2500
4.7540
5.9270
7.4088
28.1770
35.2212
9.2609
133.9533
5.03
4.9995
1.5000
4.9995
6.3591
9.5386
31.7923
47.6885
14.3080
158.9457
5.48
5.8050
1.7400
5.8050
5.8490
10.1773
33.9534
59.0790
17.7084
197.0997
16.9673
31.8059
79.4464
102.3868
28.2501
373.9372
Sumatoria
x = 1.3940
y = 4.9701
Ecuación de la curva de mortalidad : Y= 4.9701 + 2.088941 (X - 1.3940)
ELABORADO POR LOS AUTORES
b = 2.0889
X² = 0.3515
log CL 50 = 1.4083
V(log CL 50) = 0.0100728
WY²
CL50 = 25,60 ppm
SD = 1,58
TABLA 3. RESULTADOS DE LA PRUEBA DE TOXICIDAD (CL50) DEL DISPERSANTE DE PETROLEO “C”.
Método Utilizado. Se aplica el método bioestadístico de Bliss para el análisis de los resultados obtenidos de toxicidad (CL50) con
organismos vivos, pez cebra (Danio rerio).
Concentración
Inicio
Control
(ppm)
Supervivencia
% Supervivencia
Mortalidad
% Mortalidad
Logaritmo
96 Hr
Probabilidad
Empírica
10
10
10
9
90%
1
10%
1.00
3.718
18
10
10
7
70%
3
30%
1.25
4.476
32
10
10
5
50%
5
50%
1.50
5.000
56
10
10
3
30%
7
70%
1.74
5.524
100
10
10
1
10%
9
90%
2.00
6.282
Probabilidad
Esperada
Probabilidad
corregida
X
Y
W
WX
WY
WXY
WX²
WY²
3.78
3.7206
1.0000
3.7180
3.5654
3.5654
13.2562
13.2562
3.5654
4.38
4.4630
1.2500
4.4760
5.5264
6.9080
24.7362
30.9202
8.6350
4.99
5.0005
1.5000
5.0000
6.3660
9.5490
31.8300
47.7450
14.3235
5.56
5.5227
1.7400
5.5240
5.5790
9.7075
30.8184
53.6240
16.8910
49.2864
110.719
1
159.150
0
170.240
8
21.0368
29.7299
100.6408
145.5454
43.4149
Sumatoria
x = 1.4132
y = 4.7840
b = 2.3696
X² = 0.0683
log CL 50 = 1.5044
V(log CL 50) =0.0095226
Ecuación de la curva de mortalidad : Y= 4.7840 + 2.369616 (X - 1.4132)
ELABORADO POR LOS AUTORES
CL50 = 31,94 ppm
SD = 1.57
489.3963
TABLA 4. SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA DISPERSANTE “A”
INICIO
INICIO
24 Hr
24Hr
48 Hr
48Hr
72 Hr
72Hr
96 Hr
96Hr
vivos
muertos
vivos
muertes
vivos
muertos
vivos
muertos
vivos
muertos
1
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
CONTROL
2
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
ppm
3
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
5.6
1
10
0
10
0
10
0
10
0
9
1
5.6
2
10
0
10
0
10
0
10
0
9
1
5.6
3
10
0
10
0
10
0
10
0
9
1
10
1
10
0
10
0
10
0
9
1
8
1
10
2
10
0
10
0
9
1
8
1
7
1
10
3
10
0
10
0
10
0
9
1
8
1
18
1
10
0
10
0
9
1
8
1
6
2
18
2
10
0
10
0
10
0
8
2
6
2
18
3
10
0
10
0
10
0
8
2
6
2
32
1
10
0
9
1
8
1
6
2
3
3
32
2
10
0
9
1
7
2
5
2
2
3
32
3
10
0
9
1
8
1
6
2
3
3
56
1
10
0
9
1
6
3
3
3
0
3
56
2
10
0
8
2
6
2
3
3
0
3
56
3
10
0
8
2
6
2
3
3
0
3
ELABORADO POR LOS AUTORES
TABLA 5. SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA DISPERSANTE “B”
INICIO
INICIO
24 Hr
24Hr
48 Hr
48Hr
72 Hr
72Hr
96 Hr
96Hr
vivos
muertos
vivos
muertes
vivos
muertos
vivos
muertos
vivos
muertos
1
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
CONTROL
2
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
ppm
3
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
1
10
0
10
0
10
0
9
1
8
1
10
2
10
0
10
0
10
0
9
1
8
1
10
3
10
0
10
0
10
0
9
1
8
1
18
1
10
0
10
0
9
1
8
1
7
1
18
2
10
0
10
0
9
1
8
1
6
2
18
3
10
0
10
0
9
1
8
1
6
2
32
1
10
0
9
1
8
1
7
1
6
2
32
2
10
0
9
1
8
1
7
1
5
2
32
3
10
0
9
1
7
2
5
2
2
3
56
1
10
0
9
1
8
1
5
3
2
3
56
2
10
0
9
1
8
1
5
3
2
3
56
3
10
0
9
1
7
2
4
3
1
3
100
1
10
0
8
2
6
2
3
3
0
3
100
2
10
0
8
2
6
2
3
3
0
3
100
3
10
0
9
1
6
3
3
3
0
3
ELABORADO POR LOS AUTORES
TABLA 6. SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA DISPERSANTE “C”
INICIO
INICIO
24 Hr
24Hr
48 Hr
48Hr
72 Hr
72Hr
96 Hr
96Hr
vivos
muertos
vivos
muertos
vivos
muertos
vivos
muertos
vivos
muertos
1
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
CONTROL
2
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
ppm
3
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
10
10
1
2
10
10
0
0
10
10
0
0
10
10
0
0
10
10
0
0
9
9
1
1
10
3
10
0
10
0
10
0
10
0
10
0
18
18
1
2
10
10
0
0
10
10
0
0
9
9
1
1
8
8
1
1
7
7
1
1
18
3
10
0
10
0
9
1
8
1
7
1
32
32
1
2
10
10
0
0
10
10
0
0
9
8
1
2
7
6
2
2
5
4
2
2
32
3
10
0
10
0
9
1
7
2
5
2
56
56
1
2
10
10
0
0
9
9
1
1
7
7
2
2
5
5
2
2
3
3
2
2
56
3
10
0
9
1
7
2
5
2
3
2
100
100
1
2
10
10
0
0
9
9
1
1
7
7
2
2
5
5
2
2
1
1
4
4
100
3
10
0
8
2
6
2
3
3
0
3
ELABORADO POR LOS AUTORES
TABLA 7. PROMEDIO DE SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA
DISPERSANTE A
Concentración
(ppm)
Control
5.6
10
18
32
56
INICIO
vivos
10
10
10
10
10
10
ELABORADO POR LOS AUTORES
INICIO
muertos
0
0
0
0
0
0
24 Hr
vivos
10
10
10
10
9
8
24Hr
muertos
0
0
0
0
1
2
48 Hr
vivos
10
10
10
10
8
6
48Hr
muertos
0
0
0
0
1
2
72 Hr
vivos
10
10
9
8
6
3
72Hr
muertos
0
0
1
2
2
3
96 Hr
vivos
10
9
8
6
3
0
96Hr
muertos
0
1
1
2
3
3
TABLA 8. PROMEDIO DE SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA
DISPERSANTE B
Concentración
(ppm)
Control
10
18
32
56
100
INICIO
vivos
10
10
10
10
10
10
ELABORADO POR LOS AUTORES
INICIO
muertos
0
0
0
0
0
0
24 Hr
vivos
10
10
10
9
8
8
24Hr
muertos
0
0
0
1
1
2
48 Hr
vivos
10
10
9
8
6
6
48Hr
muertos
0
0
1
1
1
2
72 Hr
vivos
10
9
8
7
4
3
72Hr
muertos
0
1
1
1
3
3
96 Hr
vivos
10
8
6
5
2
0
96Hr
muertos
0
1
2
2
3
3
TABLA 9. PROMEDIO DE SUPERVIVENCIA Y MORTALIDAD DE PECES POR DIA
DISPERSANTE C
Concentración
(ppm)
Control
10
18
32
56
100
INICIO
vivos
10
10
10
10
10
10
ELABORADO POR LOS AUTORES
INICIO
muertos
0
0
0
0
0
0
24 Hr
vivos
10
10
10
9
9
9
24Hr
muertos
0
0
0
0
1
1
48 Hr
vivos
10
10
9
8
8
7
48Hr
muertos
0
0
1
1
2
2
72 Hr
vivos
10
10
8
7
6
4
72Hr
muertos
0
0
1
2
2
2
96 Hr
vivos
10
9
7
5
3
1
96Hr
muertos
0
1
1
2
2
4
TABLA DE PEARSON
Grados de libertad
X2
1
3.84
2
5.99
3
7.82
4
9.49
5
11.1
6
12.6
7
14.1
8
15.5
9
16.9
10
18.3
ELABORADO POR LOS AUTORES
EFICACIA
TABLAS DE RESULTADOS DE DISPERSIÓN CON DIFERENTES
VOLÚMENES DE PETRÓLEO.
Tabla 1. Resultados de dispersión en el dispersante A.
Muestra de
petróleo (ml)
12
24
36
48
60
72
Dispersante
utilizado
(ml)
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.1
Volumen
de agua
(lt)
4
4
4
4
4
4
Espesor de
la película
(cm)
Altura de
la película
(cm)
0.3
0.1
0.6
0.3
0.8
0.4
1.4
0.5
1.9
0.6
2.1
0.6
ELABORADO PÒR LOS AUTORES
Tabla 2. Resultados de dispersión en el dispersante B.
Muestra de
petróleo (ml)
12
24
36
48
Dispersante
utilizado
(ml)
0.05
0.05
0.05
0.1
Volumen
de agua
(lt)
4
4
4
4
Espesor de
la película
(cm)
Altura de
la película
(cm)
0.8
0.4
1.5
0.7
2.6
1.2
2.8
1.9
ELABORADO POR LOS AUTORES
Tabla 3. Resultados de dispersión en el dispersante C.
Muestra de
petróleo (ml)
12
24
36
Dispersante
utilizado
(ml)
0.05
0.05
0.1
ELABORADO POR LOS AUTORES
Volumen
de agua
(lt)
4
4
4
Espesor de
la película
(cm)
Altura de
la película
(cm)
1.8
0.8
3.5
1.9
3.9
2.5
TABLAS DE RESULTADOS DE DISPERSIÓN CON DIFERENTES
VOLÚMENES DE DIESEL
Tabla 4. Resultados de dispersión en el dispersante A.
Muestra de
diesel
(ml)
12
24
36
48
60
72
84
96
108
120
132
Dispersante
utilizado
(ml)
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.1
Volumen de
agua
(lt)
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
Espesor de
la película
(cm)
Altura de
la película
(cm)
0.4
0.3
0.5
0.4
1.0
0.5
1.3
0.5
1.8
0.7
2.2
0.9
2.2
2.4
2.5
2.7
2.9
1.0
1.1
1.3
1.5
1.9
ELABORADO POR LOS AUTORES
Tabla 5. Resultados de dispersión en el dispersante B.
Muestra de
diesel
(ml)
Dispersante
utilizado
(ml)
Volumen de
agua
(lt)
Espesor
de la
película
(cm)
Altura de
la película
(cm)
12
24
36
48
60
72
84
96
108
120
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.1
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
0.4
0.5
0.6
0.9
1.1
0.6
1.3
0.6
1.5
0.6
1.8
0.9
2.1
2.5
2.9
3.3
1.1
1.4
1.6
1.9
ELABORADOS POR LOS AUTORES
Tabla 6. Resultados de dispersión en el dispersante C.
Muestra de
diesel
(ml)
12
24
36
48
60
72
84
Dispersante
utilizado
(ml)
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.05
0.1
Volumen de
agua
(lt)
4
4
4
4
4
4
4
Espesor de
la película
(cm)
Espesor de
la película
(cm)
0.8
1.8
2.0
2.3
2.7
3.5
4.3
0.5
0.7
0.8
1.0
1.2
1.7
2.3
ELABORADO POR LOS AUTORES
BIODEGRADABILIDAD.
TABLA Nº 1 RESULTADOS
DISPERSANTE A.
Dispersante
A
DE
Primer
Tercer
Quinto
día
día
día
389
246
115
BIODEGRADABILIDAD
Sexto día
63
Séptimo
Degradación
día
al séptimo día
29
96%
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: LABOLAB S.A.
TABLA Nº 2 RESULTADOS
DISPERSANTE B.
Dispersante
B
DE
BIODEGRADABILIDAD
Primer
Tercer
Quinto
Séptimo
Octavo
Degradación
día
día
día
día
día
al octavo día.
403
300
215
141
69
93%
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: LABOLAB S.A.
TABLA Nº 3 RESULTADOS
DISPERSANTE C.
DE
Dispersante
Quinto día
Primer día
Tercer día
BIODEGRADABILIDAD
Sexto día
Degradación
al sexto día.
C
299
ELABORADO POR LOS AUTORES
FUENTE: LABOLAB S.A.
198
129
47
97%
DEFINICIÓN DE PARÁMETROS PARA LA EVALUACIÓN DE LOS
DISPERSANTES
 DUREZA DEL AGUA
Se denomina dureza del agua a la concentración de compuestos minerales que hay
en una determinada cantidad de agua, en particular sales de magnesio y calcio.
Son éstas las causantes de la dureza del agua, y el grado de dureza es directamente
proporcional a la concentración de sales metálicas como estroncio, hierro y
manganeso, pero en menor grado ya que generalmente están contenidos en
pequeñas cantidades.
La dureza la adquiere el agua a su paso a través de las formaciones de roca que
contienen los elementos que la producen. El poder solvente lo adquiere el agua,
debido a las condiciones ácidas que se desarrollan a su paso por la capa de suelo,
donde la acción de las bacterias genera CO2, el cual existe en equilibrio con el
ácido carbónico. En estas condiciones de pH bajo el agua ataca las rocas,
particularmente a la calcita (CaCO3), entrando los compuestos en solución.
Según el grado de dureza las aguas se clasifican de la siguiente forma:
0 – 75 mg/1 CaCO3
agua blanda
75 – 150 mg/1 CaCO3
agua semi-dura
150 – 300 mg/1 CaCO3
agua dura
más de 300 mg/1 CaCO3
agua muy dura
Cuando la dureza es numéricamente mayor que la suma de las alcalinidades de
carbonatos y bicarbonatos, la cantidad de dureza que es su equivalente a esta suma
se le llama dureza carbonatada, también llamada temporal, ya que al elevarse la
temperatura del agua hasta el punto de ebullición, el calcio y el magnesio se
precipitan en forma de carbonato de calcio e hidróxido de magnesio
respectivamente.
La cantidad de dureza en exceso de la carbonatada se le llama dureza de no
carbonatos y se distingue como permanente, es decir, no puede eliminarse por
agitación térmica, sino que son necesarios procesos químicos para eliminarla del
agua. Entre estos procesos se pueden mencionar el ablandamiento con cal, calsoda e intercambiadores iónicos como ciertas resinas.
 OXIGENO DISUELTO
El Oxígeno Disuelto (OD) es la cantidad de oxígeno que está disuelta en el agua y
que es esencial para los riachuelos y lagos saludables. El nivel de oxígeno disuelto
puede ser un indicador de cuán contaminada está el agua y cuán bien puede dar
soporte esta agua a la vida vegetal y animal. Generalmente, un nivel más alto de
oxígeno disuelto indica agua de mejor calidad. Si los niveles de oxígeno disuelto
son demasiado bajos, algunos peces y otros organismos no pueden sobrevivir.
Gran parte del oxígeno disuelto en el agua proviene del oxígeno en el aire que se
ha disuelto en el agua. Parte del oxígeno disuelto en el agua es el resultado de la
fotosíntesis de las plantas acuáticas. Otros factores también afectan los niveles de
OD; por ejemplo, en un día soleado se producen altos niveles de OD en áreas
donde hay muchas algas o plantas debido a la fotosíntesis. La turbulencia de la
corriente también puede aumentar los niveles de OD debido a que el aire queda
atrapado bajo el agua que se mueve rápidamente y el oxígeno del aire se disolverá
en el agua.
Además, la cantidad de oxígeno que puede disolverse en el agua (OD) depende de
la temperatura también. El agua más fría puede guardar más oxígeno en ella que el
agua más caliente. Una diferencia en los niveles de OD puede detectarse en el sitio
de la prueba si se hace la prueba temprano en la mañana cuando el agua está fría y
luego se repite en la tarde en un día soleado cuando la temperatura del agua haya
subido. Una diferencia en los niveles de OD también puede verse entre las
temperaturas del agua en el invierno y las temperaturas del agua en el verano. Así
mismo, una diferencia en los niveles de OD puede ser aparente a diferentes
profundidades del agua si hay un cambio significativo en la temperatura del agua.
Los niveles de oxígeno disuelto típicamente pueden variar de 0 - 18 partes por
millón (ppm) aunque la mayoría de los ríos y riachuelos requieren un mínimo de 5
- 6 ppm para soportar una diversidad de vida acuática. Además, los niveles de OD
a veces se expresan en términos de Porcentaje de Saturación. Sin embargo para
este proyecto, los resultados se reportarán en ppm (si desea determinar el
porcentaje de saturación, puede usar esta
 PH.
El pH es una medida de la acidez o alcalinidad de una solución. Las soluciones
con un pH menor de siete se consideran ácidas, mientras que aquellas con un pH
mayor de siete se consideran básicas (alcalinas). El pH 7 se considera neutro
porque es el pH aceptado para el agua pura a 25°C, aunque, estrictamente, al agua
pura no se le puede adjudicar un valor de pH. El pH depende de la actividad de los
iones de hidrógeno (H+), así que es difícil determinar su valor exacto.
En términos simples, el número que indica el pH proviene de una medida de la
actividad de los iones de hidrógeno en una solución líquida. Esto se puede calcular
mediante una fórmula matemática. La escala de pH es una representación
logarítmica inversa de la concentración relativa de protones de hidrógeno (H+).
Debido a esto, la escala no empieza en cero. Los líquidos más ácidos pueden tener
un pH -5 como mínimo, mientras que los más alcalinos pueden tener pH 14 como
máximo.
 SOLIDOS TOTALES DISUELTOS.
Sólidos disueltos totales: Indicador de la calidad de sales y sólidos disueltos en
una muestra de agua. Existe una relación directa entre los sólidos disueltos totales
y la conductividad, ya que ambos miden los compuestos iónicos disueltos. Los
sólidos disueltos están relacionados con el grado de mineralización del agua ya
que son iones de sales minerales que el agua ha conseguido disolver a su paso.
Están relacionados con la conductividad del agua ya que un aumento de estos
iones aumenta la capacidad conductiva. Un tratamiento prolongado con
compuestos del cloro en una piscina por ejemplo aumenta la cantidad de sólidos
disueltos y la conductividad en el tiempo.
La cantidad de sólidos disueltos en el agua se puede medir en base a
conductividad eléctrica o resistencia que es inversamente proporcional , para
aguas que tienen muy pocos sólidos disueltos es más eficiente medir la
resistividad, no hay agua que tenga "cero" absoluto, lo mas cercano a cero
expresado en resistividad es 18.3 millones de ohms, para tener una comparación si
un agua tiene 1 de conductividad que aproximadamente significa 0.5 sólidos
disueltos totales, esto expresado en ohms es igual a un millón. Por lo que 18.3
millones de ohms es algo que se logra mediante una combinación de varios
procesos de desmineralización.
 TEMPERATURA.
La temperatura es una magnitud referida a las nociones comunes de calor o frío.
Por lo general, un objeto más "caliente" tendrá una temperatura mayor.
Físicamente es una magnitud escalar relacionada con la energía interna de un
sistema termodinámico. Más específicamente, está relacionada directamente con
la parte de la energía interna conocida como "energía sensible", que es la energía
asociada a los movimientos de las partículas del sistema, sea en un sentido
traslacional, rotacional, o en forma de vibraciones.
DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO (DBO)
La demanda biológica de oxígeno, es un parámetro que mide la cantidad de
materia susceptible de ser consumida u oxidada por medios biológicos que
contiene una muestra líquida, y se utiliza para determinar su grado de
contaminación. El método se basa en medir el oxígeno consumido por una
población microbiana en condiciones en las que se ha inhibido los procesos
fotosintéticos de producción de oxígeno en condiciones que favorecen el
desarrollo de los microorganismos. Normalmente se mide transcurridos 5 días
(DBO5) y se expresa en mg O2/litro.
Es un método aplicable en aguas superficiales continentales (ríos, lagos, acuíferos,
etc.), aguas residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad
apreciable de materia orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al
valor tan bajo que se obtendría, utilizándose en este caso el método de
oxidabilidad con permanganato potásico.
El método mide la concentración de los contaminantes orgánicos. Sin embargo,
puede haber interferencias debido a que haya sustancias inorgánicas susceptibles
de ser oxidadas también por las bacterias en disolución. Para evitar este hecho se
añade N-aliltiourea como inhibidor.
DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)
La demanda química de oxígeno (DQO) es un parámetro que mide la cantidad
de materia orgánica susceptible de ser oxidada por medios químicos que hay en
una muestra líquida. Se utiliza para medir el grado de contaminación y se expresa
en mg O2/litro.
Es un método aplicable en aguas continentales (ríos, lagos, acuíferos, etc.), aguas
residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad apreciable de materia
orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al valor tan bajo que se
obtendría y, en este caso, se utiliza el método de oxidabilidad con permanganato
potásico.
El método mide la concentración de materia orgánica. Sin embargo, puede haber
interferencias debido a que haya sustancias inorgánicas susceptibles de ser
oxidadas (sulfuros, sulfitos, yoduros, etc.).